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UNIVERSIDAD MIGUEL HERNÁNDEZ DE ELCHE

ESCUELA POLITÉCNICA SUPERIOR DE ORIHUELA

GRADO EN INGENIERÍA AGROALIMENTARIA Y AGROAMBIENTAL

“ESTUDIO COMPARATIVO DE DIFERENTES ESCENARIOS

DE FERTILIZACIÓN EN CULTIVO DE ENELDO:

IMPLICACIONES A NIVEL AGRONÓMICO Y

MEDIOAMBIENTAL”

TRABAJO FIN DE GRADO

ENERO - 2018

Autor: Raúl Castejón del Pino

Tutor/es: Raúl Moral Herrero

Mª Dolores Pérez Murcia

Estudio comparativo de diferentes escenarios de fertilización en cultivo

de eneldo: implicaciones a nivel agronómico y medioambiental Agradecimientos

3

AGRADECIMIENTOS

En primer lugar, me gustaría dar las gracias por brindarme la oportunidad de realizar

el presente trabajo y por los valiosos conocimientos que me han transmitido, a mis

tutores, Raúl Moral y Mª Dolores Pérez, así como por la especial dedicación de esta

última.

Asimismo, agradecer a Alberto Vico, a Encarnación Martínez y, sobre todo a José A. Sáez,

tanto por haberme enseñado a desenvolverme en el laboratorio y a realizar numerosos

análisis de parámetros, como por la gran ayuda que he recibido para realizar este

trabajo.

Ha sido una experiencia muy gratificante y enriquecedora el tiempo que he compartido

con vosotros.

Por último, agradecer a mi familia y amigos por la paciencia y el apoyo.


de eneldo: implicaciones a nivel agronómico y medioambiental Resumen

4

Título: ESTUDIO COMPARATIVO DE DIFERENTES ESCENARIOS DE FERTILIZACIÓN EN

CULTIVO DE ENELDO: IMPLICACIONES A NIVEL AGRONÓMICO Y MEDIOAMBIENTAL

Resumen:

Las prácticas agrícolas comúnmente empleadas en los sistemas intensivos de

producción contribuyen a generar unas condiciones ambientales insostenibles. En este

estudio, se ha ensayado la adición de distintos materiales fertilizantes orgánicos e

inorgánicos al suelo en un cultivo de eneldo en sistema intensivista, con el fin de evaluar

de forma comparativa las distintas condiciones generadas por cada uno de los

tratamientos en el cultivo y en el suelo. Los resultados obtenidos nos han permitido

debatir sobre la influencia de los tratamientos en la producción de biomasa, el estado

nutricional del cultivo y la evolución de los parámetros del suelo, así como en las

emisiones de gases de efecto invernadero; situando a los tratamientos orgánicos

bioestabilizados como una alternativa real a los sistemas intensivistas.

Palabras clave: tratamientos fertilizantes, GEI, materia orgánica, rendimiento, eneldo.

Title: COMPARATIVE STUDY OF DIFFERENT SCENARIOS OF FERTILIZATION IN A DILL

CROP: IMPLICATIONS AT AGRONOMIC AND ENVIRONMENTAL LEVEL

Abstract:

The agronomic practices commonly employed in intensive production systems

contribute to generate unsustainable environmental conditions. In this study, it has

been tested the addition of diverse organic and inorganic fertilizing materials to the soil

for dill cropping in intensive conditions, in order to compare the different conditions

generated by each scenario in both the crop and the soil. The results obtained have

allowed us to discuss about the influence of the different treatments on the yield and

nutritional status of the crop, and on the evolution of the soil parameters, as well as in

the greenhouse gases emissions; constituting the bio-stabilized organic scenarios a real

alternative to the intensive systems.

Key words: fertilizing treatments, GHG, organic matter, yield, dill.


de eneldo: implicaciones a nivel agronómico y medioambiental Índice

5

1. INTRODUCCIÓN ………..…………………………………………………………………………………………… 8

1.1. EL CULTIVO DEL ENELDO (Anethum graveolens) …………………………………………….…. 8

1.1.1. Características ecológicas y condiciones edafoclimáticas ………………..……… 8

1.1.2. Caracteres botánicos .………………………………………………………………………..…… 8

1.1.3. Cultivo industrial del eneldo …………………………………………………………………… 9

1.1.4. Usos y cualidades ………………………………………………………………….……………… 11

1.2. EMISIÓN DE GASES DE EFECTO INVERNADERO EN LA AGRICULTURA

INTENSIVISTA Y SU CONTRIBUCIÓN AL CAMBIO CLIMÁTICO …………………………… 13

1.2.1. Principales gases de efecto invernadero y amoníaco en la agricultura …… 15

1.2.2. Prácticas de manejo agrícolas optimizadas para la mitigación de los

gases de efecto invernadero ……………………..………………………………………..… 20

1.2.3. Prácticas de manejo agrícolas optimizadas para el fomento del

secuestro de C ……………………..…………………………………………………………….… 24

1.3. PROCESO DE COMPOSTAJE ……………………..……………………………………………….……… 27

1.3.1. Definición y etapas del compostaje …….………………………………………….…..… 27

1.3.2. Principales factores que afectan al proceso de compostaje …………….…..… 30

1.3.3. Sistemas de compostaje ………………………………………….………………….……….. 34

1.3.4. Evaluación de la calidad del compost .…………………….………………….…………. 38

1.3.5. Legislación española relativa al compostaje …..….………………….….…………… 40

1.4. SUELO E INFLUENCIA DE LA MATERIA ORGÁNICA ……………………………………………. 42

1.4.1. Dinámica de la materia orgánica .……………………………………….………………… 43

1.4.2. Efecto de las enmiendas orgánicas bioestabilizadas sobre el suelo .….….. 44

2. OBJETIVOS ………………………………….…………………………………….………………………………… 47

3. MATERIAL Y MÉTODOS ……………….………………………………………….…………………………… 50

3.1. DISPOSITIVO EXPERIMENTAL ………………………….…………………………………….………… 50

3.1.1. Infraestructura utilizada ….……………………….…………….……….…………………… 50

3.1.2. Medios utilizados ………….…………….……….……………………….….………….………. 51

3.1.2.1. El cultivo de eneldo ………………….….………….…….………………….….… 51

3.1.2.2. El suelo del experimento …………….….………….…….………………….…. 51

3.1.2.3. Tratamientos fertilizantes empleados ….………….…….………………. 52

3.1.2.4. Agua de riego utilizada ….………….…….………………….………….…….… 58


de eneldo: implicaciones a nivel agronómico y medioambiental Índice

6

3.2. DISEÑO EXPERIMENTAL ….………….…….………………….………….…….….………...…….…… 60

3.3. DESARROLLO EXPERIMENTAL ………….…….………………….………….…….…..……….…….. 62

3.3.1. Aplicación de los fertilizantes ….…….………………….………….…….…..……….….. 65

3.3.2. Toma de muestras …………….………….…….…..……….……………….………….……… 65

3.4. MÉTODOS ANALÍTICOS Y ESTADÍSTICOS ………….………….…….…..……….………………. 68

3.4.1. Métodos analíticos en suelos ……….…….…..……….…………………………………… 68

3.4.2. Métodos analíticos en material vegetal ….…………………………………………….. 70

3.4.3. Métodos analíticos en enmiendas orgánicas y composts ………………………. 72

3.4.4. Métodos analíticos en agua de riego …………………………………………………….. 73

3.4.5. Métodos estadísticos ………………………………………………………….………………… 76

4. RESULTADOS Y DISCUSIÓN ……………………………..…………………………………………………… 79

4.1. PRODUCCIÓN DE BIOMASA ..…………………………………..………………………………………. 79

4.2. ESTADO NUTRICIONAL DE LAS PLANTAS: extracción de macronutrientes y Na . 83

4.3. EMISIÓN DE GASES DE EFECTO INVERNADERO DEL SUELO ..…………………………… 86

4.4. EFECTO DE LOS TRATAMIENTOS SOBRE LOS PARÁMETROS DEL SUELO ……..…… 94

4.4.1. Evaluación de la variación de pH y CE ……………………………………………….…… 94

4.4.2. Evaluación de la variación del C orgánico en el suelo …………………..……….. 96

4.4.3. Evaluación de la variación de nitrógeno total Kjeldahl y de nitratos del suelo

.……………………………………………………………………………………………….…………… 97

4.4.4. Evaluación de la variación del fósforo disponible en el suelo ……..………… 100

5. CONCLUSIONES ……………………………………………………………………….………………………… 103

6. BIBLIOGRAFÍA …………………………………………………………………………………………….……… 107

1. INTRODUCCIÓN


de eneldo: implicaciones a nivel agronómico y medioambiental 1. Introducción

8

1. INTRODUCCIÓN

1.1. EL CULTIVO DEL ENELDO (Anethum graveolens)

El eneldo, cuyo género es Anethum, deriva de anethom, que es nombre que los

griegos daban a otra especie de la misma familia botánica: el hinojo. El nombre

específico (graveolens) alude al olor grave o intenso de esta especie.

El eneldo es una planta herbácea de la familia de las Apiáceas o Umbelíferas, cuyo origen

es ubicado en Oriente hasta la India, aunque algunos autores dictan que es originaria

del Mediterráneo oriental.

1.1.1. Características ecológicas y condiciones edafoclimáticas

Su cultivo se realiza de manera industrial utilizando variedades mejoradas en

países de Europa central y oriental, Oriente Medio y Norteamérica, aunque puede

encontrarse de manera espontánea en el área mediterránea y en algunos lugares de

Asia.

En la Península Ibérica su distribución es común en campos sin cultivar, bordes de

caminos, viñedos, barbechos, de la zona baja del valle del Ebro, Andalucía y Levante.

Suele encontrarse en climas templados-cálidos, aunque también puede resistir en zonas

ligeramente frías. Su distribución espacial llega hasta los 600 m de altitud, y prefiere

suelos soleados a mediodía, ligeros, humíferos, fértiles y con buen drenaje (Cano y

Martínez, 2009).

1.1.2. Caracteres botánicos

Las líneas cultivadas pueden alcanzar una altura superior a los 80 cm, aunque es

común que las plantas sean cosechadas con una altura por debajo de 50 cm. El tallo es

erecto, fistuloso, con abundante médula blanca y con estrías blancas y verdes. Las hojas,

tritetrapinnatisectas, son de color verde glauco y están fuertemente divididas en 3 o 4

lacinias filiformes de contorno deltoideo o rómbico, con vainas pecioladas.

Las flores son amarillas, agrupadas en forma de umbelas como corresponde a su familia

botánica, de 15 a 30 radios desiguales, con el involucro y el involucelo nulos, es decir,



9

sin brácteas ni bractéolas y con cáliz pequeño. La corola está formada por 5 pétalos,

enteros, suborbiculares y con el ápice curvado hacia dentro.

El fruto es de color marrón oscuro, liso, ovoideo, comprimido por el dorso y de entre 4

y 6 mm, formado por 2 medicarpos con 5 costillas. La semilla es elíptica, con ápice

redondeado y base ligeramente terminada en punta (Victoria y col., 2007). Las semillas

de la familia Umbelliferae provienen de un óvulo anátropo, suspendido y solitario, con

una testa delgada pero rígida, endospermo persistente pero no especializado y embrión

pequeño (Corner, 1976).

1.1.3. Cultivo industrial de eneldo

El eneldo es un cultivo con ciclo vegetativo corto; la duración del cultivo suele ser

de entre 50 y 80 días después de la siembra para la obtención de hojas y de entre 100 y

120 días para la obtención de las semillas desarrolladas por completo. La siembra suele

realizarse entre el mes de febrero y marzo, aunque puede ser retrasada en zonas en las

que puedan acontecer intervalos puntuales de frío más tardíos.

Se ha verificado que las fechas más tempranas de siembra, dan lugar a un correcto

desarrollo del cultivo y una finalización completa del ciclo vegetativo de la planta,

aumentando la cantidad y calidad de la cosecha, obteniéndose por tanto un mayor

rendimiento del cultivo respecto a las que fueron sembradas en fechas más tardías

(Cano y Martínez, 2009).

El marco de plantación del cultivo depende de la intensificación e industrialización del

mismo. En plantaciones modernas muy intensivas, el marco de plantación puede ser de

15 cm entre filas y sin apenas separación entre plantas (Figura 1.1.), con plantación en

mesetas separadas 40 cm. En plantaciones más antiguas, era común un marco de

plantación de 40 cm entre filas x 10 cm entre plantas.



10

Figura 1.1. Representación del marco de plantación utilizado en producción intensivista.

La propagación del cultivo se realiza comúnmente mediante semilla sembrada de

manera mecánica (Figura 1.2.). La germinación de las semillas se produce entre 14 y 21

días después del riego de siembra; el porcentaje de germinación de las semillas va a

depender de muchos factores, siendo dos de ellos clave: la continua humedad del lecho

de cultivo durante los días previos a la nacencia de las plántulas y la correcta

conservación de las semillas, ya que han de ser guardadas a reducida temperatura y

humedad.

Figura 1.2. Tractor con sembradora neumática en el momento de la siembra del cultivo.



11

Las necesidades fertilizantes de las plantas aromáticas no suelen ser muy cuantiosas. En

concreto, el eneldo en plantaciones intensivistas es fertilizado, mediante fertirrigación,

a razón de 150 kg N total/ha, 50 kg P2O5/ha y 20 kg K2O/ha para la obtención de la parte

verde de la planta, siendo el criterio limitante el nitrógeno para el cálculo de la

dosificación fertilizante. Para la obtención de semillas, el contenido en P2O5 puede llegar

hasta los 120 kg/ha.

El cultivo del eneldo puede verse afectado por el ataque de Alternaria sp., pudiéndose

verse muy afectado el cultivo, en el caso de que la enfermedad se desarrolle con fuerza.

Las especies del género Alternaria son hongos filamentosos, saprofitos y caracterizados

por presentar una coloración oscura. Las enfermedades causadas por Alternaria sp., son

comunes en una amplia cantidad de tipos de plantas alrededor del mundo. Las lesiones

de la enfermedad se presentan en las hojas en forma de manchas circulares de color

café, donde se destacan anillos concéntricos de color más oscuro. Las hojas

severamente atacadas cambian de color verde al amarillo y luego al marrón, y se

desprenden (OIRSA, 2003).

En el caso de las plantas jóvenes, pueden verse muy afectadas por el ataque de babosas

y caracoles, ya que pueden llegar a ingerir una parte significativa de estas; y por Pythium

mastophorum, que acaba produciendo una podredumbre radicular que, mediante el

estrangulamiento del cuello de las plantas en sus estadios iniciales, provoca la marchitez

y abatimiento de las plantas, teniendo como consecuencia la muerte.

Aunque los aceites esenciales del eneldo poseen propiedades inhibidoras del

crecimiento de determinados hongos, como por ejemplo Rhizoctonia solani, el ataque

de hongos a las semillas puede llegar a causar daños importantes en ellas.

1.1.4. Usos y cualidades

En todas las partes de la planta del eneldo se encuentra un aceite esencial que hace

que se considere un cultivo aromático debido a su utilización como especia para la

condimentación de comidas. La cantidad y calidad de este aceite esencial varía durante

el ciclo de cultivo. De sus hojas y, sobre todo, de sus frutos puede extraerse una esencia



12

particularmente rica en carvona (cetona terpénica) y, en menor porcentaje, en

limoneno, felandreno, pineno, dipenteno, diapiol, etc. (Muñoz, 1987).

El eneldo es una planta de consumo muy antiguo por su fuerte sabor, por lo que ha sido

un condimento muy apreciado, en numerosos guisos, sobretodo de pescado y

actualmente es bastante conocido por su utilización conjunta con el salmón en los países

escandinavos, donde se denomina, como en otros países anglosajones, dill. También se

utiliza en algunos de procesos de licorería. Existen referencias que indican que era

conocida y utilizada por los antiguos egipcios, griegos y romanos por sus propiedades

aromatizantes, conservantes y medicinales (Loewenfeld y Back, 1980; Font Quer, 1981).

Se le atribuyen numerosas propiedades medicinales como planta antiespasmódica,

carminativa, diurética, estomacal, sedante, etc. (Muñoz, 1987). Además, en perfumería

es utilizado en la elaboración de jabones y pomadas.

En los últimos años se han realizado numerosos estudios sobre las propiedades del

aceite esencial del eneldo en el control de plagas y enfermedades que atacan a los

cultivos, revelando el gran número de aplicaciones que puede llegar a tener en el futuro

en este campo (Cano y Martínez, 2009). El aceite esencial del eneldo actúa como agente

antimicrobiano y, su extracto podría ser considerado una alternativa natural a los

antioxidantes artificiales (Singh, 2005).



13

1.2. EMISIÓN DE GASES DE EFECTO INVERNADERO EN LA AGRICULTURA INTENSIVISTA

Y SU CONTRIBUCIÓN AL CAMBIO CLIMÁTICO

Se denominan gases de efecto invernadero (GEI) a los gases cuya presencia en la

atmósfera contribuye, junto con las nubes, a absorber gran parte de la energía emitida

por los suelos y océanos; posteriormente irradiada a la Tierra en todas direcciones, lo

que es denominado efecto invernadero.

Los gases más importantes están presentes en la atmósfera de manera natural (vapor

de agua, dióxido de carbono, metano y óxido nitroso), aunque su concentración puede

verse modificada por las actividades humanas. Estos gases se acumulan en la atmósfera,

provocando un incremento de sus concentraciones con el paso del tiempo. En la era

industrial (desde 1750), las actividades humanas han añadido gases de efecto

invernadero a la atmósfera, básicamente a través de la quema de combustibles fósiles y

la eliminación de sumideros naturales de carbono, mediante prácticas como la

deforestación.

Muchas de las actividades agrícolas, por su propia naturaleza o por las condiciones que

generan en el medio agrícola, suponen actividades generadoras netas de gases de efecto

invernadero (GEI). En muchos casos, estas actividades podrían ser mitigadas en su

totalidad, o en medida, mediante Prácticas de manejo agrícola (PMA) optimizadas.

Entre las actividades que usualmente se suelen considerar como significativas de cara a

cuantificar las emisiones del medio rural‐agrario, las que más nos competen son las que

se mencionan a continuación, representadas en la Figura 1.3.

- Fermentación entérica

- Gestión y uso de estiércoles en suelos y pastos

- Uso de fertilizantes sintéticos

- Cultivo del arroz

- Gestión‐manejo de residuos agrícolas

- Cultivo de suelos orgánicos (histosoles)



14

- Combustión de residuos agrícolas

Figura 1.3. Emisión de gases de efecto invernadero mundiales en el sector rural-agrario expresado en CO2eq. Fuente: FAOSTAT, 2014.

En los últimos años, los gases de efecto invernadero a nivel mundial generados en los

suelos agrícolas han ido aumentando de forma más o menos constante (Figura 1.4.).

Figura 1.4. Emisión de gases de efecto invernadero por los suelos agrícolas a nivel mundial medidos en gigagramos de CO2eq. Fuente: FAOSTAT, 2014.

39,75%

6,71%9,99%

12,58%

3,66%

16,12%

4,04%

2,53% 0,57% 4,07%

Emisión de gases GEI del sector rural-agrario (CO2eq)

Fermentación entérica Gestión del estiércol

Cultivo del arroz Fertilizantes sintéticos

Estiércol aplicado a los suelos Estiercol depositado en los pastos

Residuos agrícolas Cultivo en suelo orgánicos

Combustión de residuos agrícolas Combustión de sabana

1.000.000

1.200.000

1.400.000

1.600.000

1.800.000

2.000.000

2.200.000

2000 2002 2004 2006 2008 2010 2012 2014



15

Según la FAO, con datos de 2014, más de 2 millones de gigagramos (2041854,872 Gg)

de dióxido de carbono equivalente (CO2eq) son emitidos en el mundo a la atmósfera,

provenientes de los suelos agrícolas. En España, casi 15000 gigagramos (14998.1724 Gg)

de gases de efecto invernadero son incorporados a la atmósfera por los suelos agrícolas.

Los gases de efecto invernadero procedentes de los suelos agrícolas representan casi el

40% de la emisión total en el sector rural-agrario (FAO, 2014), formando una gran parte

de las fuentes de emisión.

Los suelos agrícolas generan una emisión de gases de efecto invernadero que dependen

de varios factores. La principal fuente de emisión mundial es el estiércol, tanto el

depositado en los pastos (41,4% respecto al total de gases emitidos por los suelos

agrícolas) como el aplicado a los suelos (9,39%). La segunda fuente de emisión más

destacada son los fertilizantes sintéticos utilizados en la agricultura intensiva (32,3%), la

tercera en importancia son los residuos agrícolas, que representan el 10,4% de la

emisión total de los suelos agrícolas. Cabe destacar también el cultivo en suelos

orgánicos que representa el 6,5%.

Figura 1.5. Porcentaje de emisión de gases de efecto invernadero producidas por las diferentes actividades relativas a los suelos agrícolas. Fuente: FAOSTAT, 2014.

1.2.1. Principales gases de efecto invernadero y amoníaco en la agricultura

32,31%

9,39%41,42%

10,37%

6,50%

Suelos agrícolas

Fertilizantes sintéticos Estiércol aplicado a los suelos

Estiércol depositado en los pastos Residuos agrícolas

Cultivo de suelos orgánicos



16

Metano (CH4)

La concentración de este gas ha aumentado 2,5 veces desde la época

preindustrial, existiendo un amplio consenso de que este incremento ha sido causado

por actividades antropogénicas; el 50-60% del total de emisiones de CH4 es ocasionado

por estas (IPCC, 2013).

Las emisiones de metano provenientes del sector rural-agrario son de gran relevancia

para el calentamiento global; y es que el CH4 tiene un poder de calentamiento

atmosférico 23 veces superior al CO2. Además, su eliminación no es instantánea en la

atmósfera, sino que son necesarios 8,4 años para su desaparición, principalmente a

través de la oxidación química en la troposfera.

El metano es emitido principalmente en condiciones anaeróbicas a través de la

descomposición microbiana de compuestos orgánicos degradables, tales como lípidos,

carbohidratos, ácidos orgánicos y proteínas presentes en residuos orgánicos (Husted,

1994; Khan y col., 1997).

Las principales actividades generadoras de metano en el sector agrario son las

siguientes:

- Las actividades ganaderas y agrícolas constituyen una parte muy importante de

la emisión total de CH4. La producción ganadera emite CH4 de forma directa

mediante la propia fermentación entérica de los rumiantes y, adicionalmente,

mediante la excreta del ganado, su gestión y su posible posterior aplicación al

suelo si se realiza en condiciones anaeróbicas.

- Otra actividad que puede constituirse en fuente de emisión de metano según el

tipo de gestión que se opte son los residuos agrícolas si son almacenados durante

periodos prolongados en zonas descubiertas, ya que pueden favorecer

descomposiciones incompletas.

- El cultivo del arroz es un ejemplo típico emisión de CH4, ya que el cultivo de este

es realizado en condiciones de encharcamiento, lo que genera deficiencia de

oxígeno.



17

- La quema de residuos agrícolas genera la emisión directa de gases de efecto

invernadero.

En España, según datos del MAPAMA del año 2015, las emisiones de metano en el sector

agrario, medidas en CO2eq, datan de 23.368,7 kTn y representan el 65% del total emitido

por el sector, siendo las actividades más destacadas: la fermentación entérica (62% del

total del CH4), la gestión de estiércoles (36%) y el cultivo del arroz (2%). No son

contabilizados por el MAPAMA en el sector agrario los usos y cambios de usos del suelo.

Óxido nitroso (N2O)

El óxido nitroso es uno de los principales gases de efecto invernadero, ya que

para un mismo volumen de emisión, equivale a 310 veces el potencial de calentamiento

global que ejercería sobre la atmósfera el CO2, medido en CO2 equivalente. Además, en

la actualidad es el gas que más merma la capa de ozono (Oenema y col., 2014).

Las emisiones de N2O por los suelos agrícolas son esencialmente de origen biogénico y

resultan básicamente de los procesos de nitrificación y desnitrificación que tienen lugar

en dichos suelos (Sánchez-Martín, 2010). La nitrificación consiste en la oxidación

microbiana-aerobia del ion amonio (NH4+) a ion nitrato (NO3

-), y la desnitrificación se

fundamenta en la reducción microbiana-anaerobia del ion nitrato (NO3-) a nitrógeno

molecular (N2), generándose en ambos procesos emisiones de óxido nitroso (N2O) como

gas intermedio. En la mayoría de los casos, las emisiones de N2O se incrementan con

relación al aporte de nitrógeno a los suelos (IPCC, 1996). Este aporte de nitrógeno puede

tener lugar por medio de alguna de las vías siguientes:

- Incorporación de fertilizantes químico-sintéticos nitrogenados.

- Incorporación de fertilizantes orgánicos procedentes de los estiércoles animales.

- Fijación de nitrógeno por ciertas especies de plantas.

- Incorporación de residuos vegetales al suelo.

- Incorporación de lodos de depuradora y compost al suelo.



18

Las emisiones indirectas de N2O atribuibles al nitrógeno utilizado en la agricultura se

estiman, por alguna o varias de las vías siguientes:

- Volatilización a la atmósfera y posterior deposición sobre los suelos y las aguas

superficiales de NOx y NH3.

- Lixiviación y escorrentía del nitrógeno.

- Consumo humano de productos agrarios y posterior tratamiento de las aguas

residuales.

- Formación en la atmósfera de N2O a partir del NH3.

- Procesos de la industria agroalimentaria.

En España, según datos del MAPAMA del año 2015, las emisiones de óxido nitroso en el

sector agrario, medidas en CO2eq, datan de 12.098,4 kTn y representan el 33,6% del

total emitido por el sector, siendo las actividades más destacadas: los suelos agrícolas

(85,2% del total del N2O) y la gestión de estiércoles (14,7%). No son contabilizados por

el MAPAMA en el sector agrario los usos y cambios de usos del suelo.

Dióxido de carbono (CO2)

Las concentraciones globales de CO2 se han incrementado un 40% desde tiempos

preindustriales debido, en primer lugar, a las emisiones derivadas de los combustibles

fósiles y, en segundo lugar, a las emisiones netas de cambio de uso de suelos, dominadas

por la deforestación tropical (IPCC, 2013). El cambio de uso de suelos es un factor

dominante del cambio climático global (Foley y col., 2011), aunque en Europa y,

particularmente en España, no representa valores muy altos.

El dióxido de carbono es el gas de efecto invernadero con más volumen de emisión

antropogénica. Sin embargo, en la agricultura es singular, ya que si bien se emite CO2,

como en otros sectores, actúa de igual modo como sumidero de C a través de la

fotosíntesis. Esta, y otros procesos naturales como la respiración, la descomposición de

la materia vegetal y el intercambio gaseoso en la superficie conducen a intercambios

masivos de CO2 entre fuentes y sumideros; si no fuese por los sumideros naturales que



19

absorben casi la mitad del dióxido de carbono producido por las actividades humanas

en los últimos 15 años, las concentraciones se hubieran incrementado de manera

considerablemente más drástica.

En el sector rural-agrario, las emisiones de CO2 se concentran cuando existen

condiciones aerobias. Las actividades emisoras más importantes son las siguientes:

- Gestión y aplicación del estiércol en suelos agrícolas: la aplicación de este en

superficie en condiciones aerobias favorece la emisión de dióxido de carbono,

siendo el gas más emitido. Sin embargo, si son incorporados al suelo, también se

emite este gas debido a su mineralización.

- Combustión de residuos agrícolas.

La agricultura es emisora de este gas a través de otros procesos como las emisiones de

la maquinaria agrícola y las emisiones indirectas asociadas a la fabricación de

fertilizantes, el transporte de piensos y otros insumos agrícolas, y también a través del

cambio de uso de suelos.

En España, según datos del MAPAMA del año 2015, las emisiones de dióxido de carbono

en el sector agrario, medidas en CO2eq, datan de 511,47 kTn y representan el 1,42% del

total emitido por el sector, siendo las actividades más destacadas: la aplicación de la

urea (92,4% del total del CO2) y el encalado o enmienda caliza (7,6%). No son

contabilizados por el MAPAMA en el sector agrario los usos y cambios de usos del suelo.

Amoníaco (NH3)

La emisión de amoníaco procedente del sector agrario es altamente relevante,

ya que su volumen de emisión es de más del 94% de las emisiones totales de este gas

(FAOSTAT, 2009). Aunque no es un gas de efecto invernadero, debe de ser considerado

en este trabajo porque su emisión a la atmósfera conlleva graves consecuencias para el

medioambiente. El NH3 es un acidificante todavía más potente que el dióxido de azufre

y los óxidos de nitrógeno, constituyéndose en una de las causas principales de la lluvia

ácida (Richmann, 2003).



20

La emisión de este gas puede perturbar los ecosistemas naturales a través de la

acidificación del suelo y la eutrofización de los cursos de agua, además de causar un

grave peligro para la biodiversidad. Asimismo, tiene una contribución indirecta al

calentamiento global porque el N depositado en suelos y aguas superficiales mejora la

formación de N2O (Mosier y col., 1998).

1.2.2. Prácticas de manejo agrícolas optimizadas para la reducción de emisiones de

los gases de efecto invernadero

La producción agrícola mundial contribuye directamente en más del 10% de las

emisiones de GEI e indirectamente, a través de los cambios de uso del suelo,

aproximadamente en otro 11% (FAOSTAT, 2010). Asimismo, el sector agrícola es el

responsable indirecto de otras emisiones atribuidas al sector industrial y energético a

través de la producción de fertilizantes, pesticidas, maquinaria y uso energético en las

explotaciones.

En este punto, el dimensionamiento de las emisiones de GEI asociadas a las diferentes

actividades agrícolas y la existencia de medidas de mitigación que permiten el descenso

de emisiones asociadas de GEI, nos conducen al establecimiento de unas prácticas de

manejo agrícolas (PMA) optimizadas para la reducción de emisiones de GEI, que de

forma natural conducen además al aumento de la fertilidad de los suelos y a la

sostenibilidad de los sistemas agrícolas.

Como se puede deducir de la complejidad de los mecanismos asociados a la emisión de

gases GEI en el entorno agrario, podemos observar diferentes medidas de mitigación en

los ámbitos agrícola y ganadero:

- En el ámbito agrícola, la optimización de la gestión del N para evitar la formación

del N2O, así como la reducción de las condiciones anóxicas que favorecen la

formación del CH4 lideran las acciones de mitigación.

- En el sector ganadero, la mejora en la gestión de estiércoles junto a la

optimización de la fermentación entérica forman parte de la mayoría de medidas

actuales y, especialmente futuras, de mitigación.



21

Las medidas de mitigación de los GEI, así como de otros gases nocivos para el medio

ambiente, se dividen de la siguiente forma:

- Medidas de tipo A: son las que están testadas y han sido validadas como eficaces

para la mitigación.

Tabla 1.1. Medidas Tipo A. Fuente: Moorby y col. (2007)

Medidas de mitigación Influencia sobre

N2O CH4 CO2 NH3 NO3

A. No superar los requerimientos

nitrogenados del cultivo ↓5% ≈ ↓ ↓5% ↓5%

A. Tener un inventario de suelos

“húmedos” como generadores de N2O ↓5% ≈ ↓ ↓5% ↓5%

A. Considerar el aporte de N mediante

estercolado en el balance fertilizante

↓2-

10% ≈↑ ≈

↑10-

20%

↓5-

15%

A. Esparcimiento adecuado de los

estiércoles (época y condiciones) ↓6% ≈ ↓

↓3-

10% ↓2-6%

A. Utilizar recursos producción

mejorados genéticamente ↓3% ↓3% ≈ ↓2-5% ↓1-3%

A. Digestión anaeróbica ¿? ↓90% ≈ ¿? ¿?

A. Favorecer los cultivos permanentes y

las actividades forestales ↓? ≈ ↓? ≈↑

↓50-

95%

A. Desarrollo de cultivos bioenergéticos

(biomasa) ↓? ≈ ↓? ≈↓ ≈↓

- Medidas tipo B: son las medidas que están siendo demostradas o que necesitan

de cambios en las regulaciones actuales.

Tabla 1.2. Medidas Tipo B. Fuente: Moorby y col. (2007)


N2O CH4 CO2 NH3 NO3

B. Laboreo reducido‐no laboreo ¿? ≈ ↓<1% ≈ ↓



22

B. Inventario de suelos húmedos‐

emisores de N2O ↓ ↑? ≈ ↑? ↓?

B. Cambio de manejo ganadero desde

estiércol solido a gestión por purines ↓15% ↑ ↑

↑vaca

↓cerdo ↑

B. Uso de hormonas y aumento de la

frecuencia de ordeño ↓ ↓ ≈ ↓ ↓

B. Uso de inhibidores de la nitrificación ↓ ≈ ≈ ≈ ↓

B. Mejora en las estrategias temporales

de aplicación de fertilizantes minerales

nitrogenados

↓ ≈ ≈ ≈ ↓

B. Uso de especies vegetales más

eficientes en el uso del N ↓ ≈ ↓ ↓ ↓

- Medidas tipo C: están demostradas a nivel conceptual y deben validarse a nivel

experimental.

Tabla 1.3. Medidas Tipo C. Fuente: Moorby y col. (2007)


N2O CH4 CO2 NH3 NO3

C. Dietas ganaderas que reduzcan la

emisión de metano ↓ ↓ ≈ ↓ ↓

C. Vacunación contra microorganismos

metanogénicos ¿? ↓ ≈ ¿? ≈

C. Modificación de la biota del rumen

animal ¿? ↓8% ≈ ¿? ¿?

C. Producción natural de inhibidores de

la nitrificación por parte de las plantas ↓ ≈ ≈ ↓ ↓

C. Uso de animales clonados ↓ ↓ ≈ ↓ ↓

C. Modificación genética del ganado ↓ ↓ ≈ ↓ ↓

En concreto, en los sistemas agrícolas, uno de los gases cuyas emisiones son más

importantes es el óxido nitroso; que además posee un elevado potencial de

calentamiento global (310 veces superior al CO2). Resulta de interés correlacionar la



23

reducción de emisión de GEI con el manejo agrícola optimizado a nivel de fertilización y

riego, pues el uso de fertilizantes inorgánicos de síntesis en suelos mal drenados,

encharcados o irrigados de forma incorrecta favorece de forma muy importante la

emisión del N2O.

Aguilera y col. (2013a) realizaron una comparativa entre las emisiones de GEI en suelos

agrícolas que conllevan los fertilizantes orgánicos y los fertilizantes inorgánicos de

síntesis, que se resume a continuación.

- Los suelos fertilizados con fertilizantes orgánicos sólidos tienen menor emisión

acumulada de N2O frente a los fertilizantes sintéticos, con una disminución

media de emisión acumulada del 23% y una reducción similar del factor de

emisión calculado a partir del nitrógeno disponible. Sin embargo, la reducción

del factor de emisión llega a ser del 67% si se calcula a partir del nitrógeno total

aplicado. Esto se basa en que la emisión de N2O está gobernada por la presencia

de NO3 disponible, que en el caso de fertilizantes orgánicos sólidos, se produce

de forma paulatina y secuencial.

- No hay diferencias significativas entre los fertilizantes inorgánicos de síntesis y

los fertilizantes orgánicos líquidos, muy empleados en agricultura ecológica.

- El tipo de riego ejerce también una influencia importante: los cultivos irrigados

de forma convencional presentan las emisiones más altas, ya que se generan

unas condiciones óptimas para la emisión de N2O. En cambio, el factor de

emisión se reduce un orden de magnitud en secano, debido a la reducción

significativa de actividad microbiana. Los cultivos bajo riego por goteo mostraron

una importante disminución del factor de emisión, situándose entre el riego

convencional y el secano.

Además, existen un serie de opciones de mitigación en la aplicación de fertilizantes

orgánicos, como son: 1) estrategias de manejo sostenible del riego; 2) reducción del

barbecho y del suelo desnudo a través de la intensificación de la rotación de cultivos y

del uso de cubiertas vegetales; 3) mejora del manejo de los residuos para evitar



24

emisiones indirectas; 4) ajuste del ciclo del nitrógeno mediante la inmovilización con

residuos leñosos.

Las acciones previamente descritas, demuestran que existe un potencial para la

mitigación de las emisiones de N2O a través del uso de fertilizantes orgánicos y de la

mejora del sistema de riego en el área mediterránea. Sin embargo, existe una

importante necesidad de profundización en la investigación en esta área del

conocimiento.

1.2.3. Prácticas de manejo agrícolas optimizadas para el fomento del secuestro de C

Las masas arbóreas y los suelos son importantes sumideros de carbono; su posible

desaparición o degradación supone una importante repercusión en términos de emisión

de gases de efecto invernadero. Se estima que las masas forestales almacenan más

carbono que todas las reservas de petróleo de la tierra sumadas al carbono retenido en

la atmósfera, un dato que demuestra la importancia de los bosques como almacenes de

carbono.

Las prácticas de manejo agrícolas (PMA) optimizadas para el fomento del secuestro de

C conducen de forma natural un mantenimiento o aumento de la fertilidad de los suelos

y a la sostenibilidad de los sistemas agrícolas. En este sentido y a modo de ejemplo, la

agricultura orgánica tiene como principal objetivo el mantenimiento de la fertilidad del

suelo y la producción vegetal a través de la gestión de la materia orgánica evitando el

uso de fertilizantes de síntesis y pesticidas. Este tipo de manejo denominado en España

como agricultura ecológica de forma general, hace que los suelos contengan más

carbono orgánico que en el manejo agrícola tradicional, aunque este extremo debe estar

soportado por la adopción de PMA que supongan mayores entradas de carbono que las

que se producen en sistemas convencionales.

El estudio del potencial de secuestro de carbono en el suelo agrícola está condicionado

especialmente por el clima de la zona a estudiar y, sin embargo, no existen en la

actualidad muchos datos que correlacionen la capacidad de secuestro de carbono y las

prácticas específicas agrícolas en sistemas de cultivo mediterráneos.



25

Aunque existen múltiples maneras de desarrollar la actividad agrícola, la mayoría de las

actividades agrícolas que pueden afectar al secuestro de C en el suelo agrícola, se

pueden clasificar en diferentes categorías en relación a la entrada de C en el suelo:

1) Manejo orgánico‐ecológico: son aquellas prácticas que excluyen el uso de

fertilizantes sintéticos y otros insumos químicos, que se regulan mediante una

serie de normativas establecidas y que basan su estrategia en la aportación de

materia orgánica.

2) Enmienda orgánica: se considera como enmienda orgánica a aquella cuya dosis

de aplicación es inferior a los 10 Mg C/hectárea y año, siendo esta dosis la

aplicación máxima usualmente aplicada en sistemas reales. En esta categoría se

excluyen las basuras urbanas así como los lodos de depuradora.

3) Aplicación de residuos orgánicos al suelo: En esta categoría se agrupan las

aplicaciones de materiales o enmiendas orgánicas en dosis superiores a 10 Mg

C/ hectárea y año, así como la aplicación en cualquier dosis de lodos de

depuradora y residuos sólidos urbanos.

4) Cultivos de cobertura: se realizan como sustitución a los suelos desnudos, ya sea

como rotaciones continuas de cultivos o con sistemas de cultivos leñosos. Estos

cultivos de cobertura pueden desarrollarse de forma natural (plantas silvestres)

o ser inducidos mediante semilla. Los cultivos de cobertura normalmente llevan

asociada la reducción del laboreo incluyendo en muchos casos manejo de

conservación, e incluso estrategias de no laboreo.

5) No laboreo: se sitúan en esta categoría las prácticas de mínima o ninguna

alteración del suelo a nivel de laboreo. En este escenario el control de malas

hierbas, si se hace, se realiza mediante herbicidas.

6) Reducción del laboreo: la intensidad de utilización del laboreo es menor de la

que se corresponde con un sistema convencional. Incluye los términos laboreo

mínimo, el laboreo reducido, laboreo de conservación y el laboreo del subsuelo.



26

7) Prácticas de manejo combinadas: Esta categoría contiene la combinación de

varias prácticas de manejo de los apartados anteriores. Como ejemplo, se podría

realizar la entrada de enmienda orgánica junto con el uso de cultivos de

cobertura.

Adicionalmente todas estas prácticas de manejo PMA con repercusiones en el secuestro

de carbono están condicionadas de forma general por cuatro factores:

- Intensidad del manejo: según si son sistemas de secano o irrigados.

- Tipo de laboreo: según el grado de alteración del suelo.

- Tipo de material orgánico de entrada: la tipología y nivel de estabilización del

material orgánico que se utiliza como enmienda o aplicación al suelo condiciona

el comportamiento a nivel de fijación de carbono.

- Tipo de cultivo: existen diferencias entre culticos extensivos (cereales, por lo

general), herbáceos o leñosos (árboles frutales, cítricos, etc.)

De forma general, se podría concluir afirmando que, un manejo agrícola que fomente el

secuestro de carbono significa adoptar, en mayor o en menor medida, prácticas

agrícolas llevadas a cabo en el sector de la agroecología; sustentada en la aplicación de

materia orgánica al suelo, el no uso de pesticidas sintéticos y el mantenimiento y no

degradación de la fertilidad de los suelos. En comparación con los sistemas agrícolas

industriales, los orgánico-ecológicos tienden a preservar el C en los suelos (Gattinger y

col., 2012).



27

1.3. PROCESO DE COMPOSTAJE

Entre las estrategias de manejo de los residuos, el compostaje tiene gran interés

como medio para evitar riesgos medioambientales asociados a la aplicación directa de

residuos no estabilizados (como estiércoles y lodos de depuradora), además de la

posibilidad de obtener un beneficio económico. Asimismo, el producto final puede ser

utilizado para mantener y mejorar la fertilidad y calidad del suelo.

Los principales objetivos del proceso de compostaje son: la estabilización de la materia

orgánica y la higienización de los residuos, mediante la eliminación de patógenos y de

semillas de malas hierbas, así como la reducción del peso y volumen de los materiales a

compostar, de modo que el uso agrícola del producto final obtenido, comporte efectos

beneficiosos para el suelo y los cultivos (Moreno y Moral, 2008).

Es común que el residuo orgánico empleado en el proceso de compostaje sea de

naturaleza heterogénea, hecho que posibilita el aprovechamiento de residuos con

características y orígenes distintos.

1.3.1. Definición y etapas del compostaje

El compostaje es un proceso bioxidativo controlado, en el que intervienen

numerosos y variados microorganismos, que requiere una humedad adecuada y

substratos orgánicos heterogéneos en estado sólido. Implica el paso por una etapa

termofílica y una producción temporal de fitotoxinas, dando al final como productos de

los procesos de degradación: dióxido de carbono, agua y minerales, así como una

materia orgánica estabilizada, libre de fitotoxinas y dispuesta para su empleo en

agricultura sin que provoque fenómenos adversos. Un esquema simplificado del

proceso podemos observar en la Figura 1.6.

El hecho de que el compostaje sea un proceso bioxidativo, exige una condición biológica

que hace al compostaje diferente de aquellos procesos físicos y químicos que se realicen

de forma aerobia, como numerosos procesos naturales que se realizan de forma

descontrolada, que acaban desembocando en anaerobiosis más o menos acusadas.



28

Figura 1.6. Representación simplificada del proceso de compostaje.

El carácter aerobio del proceso dota a diferentes organismos la posibilidad de actuar

durante el proceso. En función de la influencia de determinados factores como: la

naturaleza química del substrato que está siendo digerido con mayor intensidad, el

contenido de humedad, la disponibilidad de oxígeno, la temperatura, la relación C/N y

el pH; ciertos microorganismos se multiplican más rápidamente que otros,

predominando en el medio.

De forma general, el proceso de compostaje está constituido por dos fases generales: la

propia fase de compostaje o fase bio-oxidativa y la fase de maduración. Las diferentes

fases de la etapa bio-oxidativa se activarían mediante la aireación de la mezcla y

concluiría una vez que la producción de calor decrece; esta etapa se divide a su vez en

las siguientes fases (Keener y col., 2000):

- Fase mesófila: la primera fase es caracterizada por la rápida subida de

temperatura desde la temperatura ambiente a consecuencia de la acción de

bacterias y hongos mesófilos termotolerantes que degradan los compuestos

menos complejos (azúcares y aminoácidos), ocasionando una disminución del

pH, como consecuencia de la producción de ácidos orgánicos. Aunque ciertos

polímeros como el almidón pueden ser degradados en esta fase, la mayoría de

compuestos poliméricos son degradados en fases sucesivas (Moreno y Moral,

2008). Esta fase tiene una duración aproximada de entre 1 y 3 días, hasta que la

Substato orgánico

Aireación

Humedad

Microorganismos

NecesidadesCOMPOSTAJE

bioxidación controlada

Productos

generados

CO2

Agua

Minerales

Materia orgánica

estabilizada



29

temperatura de la pila asciende a más de 40oC, lo que supone la transición de

microbiota mesofílica a termófila, dando comienzo esta última.

- Fase termófila: son alcanzadas las máximas temperaturas del proceso debido a

la acción exclusiva de los microorganismos termotolerantes y termófilos

(actinomicetos y bacterias) que degradan las grasas, la celulosa, la hemicelulosa

y alguna lignina. En esta etapa, se produce la máxima degradación de la materia

orgánica y la máxima emisión de CO2 del proceso, al mismo tiempo que, gracias

a las altas temperaturas acontecidas (entre 40 y 70oC) se produce la higienización

de la masa de compostaje. Se destruyen los patógenos y parásitos para plantas

y animales, así como semillas de plantas arvenses. Cuando la temperatura es

superior a los 60oC, el oxígeno, que es menos soluble en agua a altas

temperaturas, y la propia temperatura inhiben a los microorganismos; esa

coyuntura, unida a la limitación del carbono disponible, produce una

disminución de la actividad microbiana y, como consecuencia, una caída de la

temperatura, finalizándose la fase termófila.

- Fase de enfriamiento: caracterizada por la disminución de la temperatura debido

a la reducción de la actividad microbiana, asociada con el agotamiento de la

materia orgánica más lábil. La mezcla es colonizada por una nueva comunidad

mesófila diferente a la de la fase mesófila inicial en la que predominan los hongos

y actinomicetos, aunque también pueden encontrarse un número reducido de

bacterias mesófilas de una diversidad mayor a fases anteriores. Estos

microorganismos son capaces de degradar los azúcares, celulosa y hemicelulosa

restantes.

La fase de maduración o estabilización; en ella, la actividad de los microorganismos está

ralentizada, ya que disponen de poco material biodegradable, inmovilizado durante las

fases anteriores. Conforme avanza la maduración, la comunidad biótica se hace más

estable y compleja; con una composición que se asemeja en gran medida a la de

ambientes oligotróficos como los suelos, apareciendo microorganismos propios de este

hábitat (Moreno y Moral, 2008). En la etapa final del procedimiento, predominan los



30

procesos de humificación con reacciones de policondensación, dando lugar a la

formación de un producto similar al humus, que se conoce con el nombre de compost.

Figura 1.7. Esquematización de las etapas del proceso y la evolución microbiana y

ambiental durante el compostaje (Moreno y Moral, 2008).

En la Figura anterior están representadas las diferentes etapas del proceso, así como la

evolución de la temperatura, el pH y la población microbiana predominante en cada una

de ellas.

1.3.2. Principales factores que afectan al proceso de compostaje

Para obtener un producto agrícola de calidad, evitar la innecesaria emisión de

gases de efecto invernadero y prevenir problemáticas sociales como la emisión de olores



31

y polvo del proceso de compostaje, se requiere que se lleve a cabo mediante una serie

de condiciones controladas.

Los factores que afectan al proceso de compostaje se pueden dividir en dos grupos:

los que dependen de la formulación de la mezcla de compostaje, tales como balance de

nutrientes (relación C/N, pH, tamaño de partícula y porosidad; y los que dependen del

manejo del proceso, como la aireación (concentración de O2), la temperatura y el

contenido de agua (Bernal, 2008).

Estos parámetros determinan las condiciones óptimas para el desarrollo microbiano y la

degradación de la materia orgánica (Gajalakshmi y Abbasi, 2008); y son los siguientes:

a) Balance nutricional: este parámetro se fundamenta principalmente en la

relación C/N. Los microorganismos que actúan en el proceso requieren de una

fuente de energía (representada por el C orgánico degradable) y de nitrógeno

para su desarrollo y actividad. La proporción adecuada de C/N para el

compostaje se sitúa en el rango de 25-35, ya que se considera que la relación es

óptima si el C se encuentra en una proporción 30 veces superior al N (Bishop y

Godfrey, 1983). Si la relación es superior a los valores mencionados, el proceso

tiene una duración excesiva, ya que existe demasiado C degradable. Sin

embargo, si la relación tiene un valor inferior a 25, se produce N inorgánico en

exceso, que puede perderse por volatización en forma de amoníaco o por

lixiviación. Durante el proceso de compostaje, la relación C/N se ve reducida

debido a la degradación de la materia orgánica, generando la emisión de CO2, lo

que genera un aumento de la concentración del N al disminuirse el volumen

(Bernal y col., 1998).

b) pH: para evitar que se inhiba actividad de los microorganismos, el compostaje

debe realizarse en un rango de pH de entre 6,7 y 9, aunque se aconseja que el

proceso se realice entre 5,5 y 8 (de Bertoldi y col., 1983; Miller, 1992). El pH es

un factor muy importante para controlar la emisión y, por consiguiente, la

pérdida de N en forma de amoníaco, que es particularmente alta cuando la

mezcla tiene un valor de pH por encima de 7,5. Durante el compostaje, el pH se



32

incrementa en la fase bioxidativa durante la degradación de la materia orgánica

y tiende a decrecer en la fase de maduración, cuando se intensifica el proceso de

nitrificación.

c) Microorganismos: la descomposición de la materia orgánica es llevada a cabo

por diferentes grupos de poblaciones microbianas; la cantidad y distribución de

estos depende de la temperatura de la masa, que define las diferentes etapas de

del proceso (Keener y col., 2000). Las bacterias predominan durante la fase

mesofílica, los hongos están presentes durante todo el proceso, aunque son de

los pocos que permanecen activos cuando la humedad es inferior al 35% y no

son capaces de mantener su actividad cuando la temperatura es superior a 60oC.

Los actinomicetos predominan en las fases de enfriamiento y maduración y,

junto con los hongos, son capaces de degradar los polímeros resistentes. A

temperaturas >60oC los patógenos y parásitos son inhibidos.

d) Tamaño y distribución de partículas: es importante mantener un equilibrio entre

la superficie de las partículas y una porosidad adecuada, que permita mantener

una correcta aireación en la mezcla. Cuanto mayor sea el tamaño de partícula,

menor será la relación de la superficie respecto al volumen. El compost con

partículas grandes no se descompone adecuadamente porque el interior de las

mismas no es accesible para los microorganismos. Sin embargo, las partículas

que son demasiado pequeñas pueden compactar la masa, reduciendo la

porosidad (Haug, 1993). Para sistemas de tratamiento por volteos periódicos y

de aireación forzada, se considera un Ø de 10 mm como el tamaño de partícula

óptimo (Gajalakshimi y Abbasi, 2008).

e) Porosidad: la porosidad del material o de los materiales empleados ejerce una

influencia decisiva sobre el rendimiento del compostaje. Los valores de

porosidad óptima se sitúan entre 35 y 50%. Una porosidad superior al 50%

provoca que la pila sea incapaz de alcanzar las temperaturas necesarias por

exceso de aireación y porosidades inferiores al 35% generan condiciones

anóxicas y la emisión de compuestos orgánicos volátiles y olores desagradables.



33

f) Aireación: la aireación es un factor clave para obtener un resultado satisfactorio

del compostaje, ya que mediante los mecanismos de aireación pueden ser

eliminados los excesos de humedad y CO2 y aporta la cantidad de O2 necesaria

para los procesos biológicos; los valores óptimos de oxígeno son de entre 15 y

20% (Miller, 1992), debiéndose garantizar un mínimo de un 5%. Una aireación

insuficiente puede generar condiciones anaerobias, que conllevaría la

proliferación de organismos anaeróbicos y la emisión N2O y NH3. En cambio, una

aireación excesiva podría provocar el enfriamiento de la masa y una alta

desecación, con la consiguiente reducción de la actividad metabólica de los

microorganismos (Zhu, 2006). Entre 28‐55oC se encuentra el máximo de

actividad microbiana y, por tanto también, el máximo consumo de oxígeno.

g) Humedad: el contenido de humedad debe de situarse entre 50 y 60%, aunque

puede variar respecto al residuo o residuos utilizados para el compostaje

(Gajalakshmi y Abbasi, 2008), aunque es difícil estimar la humedad óptima,

puesto que está íntimamente relacionada con otros factores; como el tamaño

medio de las partículas, su estado de agregación y, en especial, el sistema de

compostaje empleado. La humedad debe ser alta durante la etapa inicial de

descomposición, en la que prevalecen las bacterias. Si la humedad alcanza

valores superiores al 60%, el movimiento del O2 puede ser inhibido debido a la

saturación de los poros, tendiendo el proceso a ser anaeróbico. Debido a las altas

temperaturas que se alcanzan durante el compostaje, la humedad es un factor

que ha de ser controlado. La actividad microbiana se reduce considerablemente

cuando el contenido de humedad cae por debajo del 30%.

h) Temperatura: este parámetro varía durante el proceso de compostaje marcando

las diferentes etapas que nos determinan el grado evolutivo del material

compostado. Los microorganismos que resulten beneficiados a una temperatura

concreta son los que principalmente descompondrán la materia orgánica del

residuo, produciéndose un desprendimiento de calor; este calor provoca una

variación de temperatura de la mezcla que dependerá adecuación de los demás

factores a los intervalos óptimos, de su tamaño, de las condiciones ambientales



34

y del tipo de aireación (Ekinci y col., 2004). Desde un punto de vista

termodinámico, la biodegradación se desarrolla a través de un proceso global

exoenergético, constituido por diferentes etapas (mesófila, termófila, de

enfriamiento y de maduración). La inadecuada evolución de la temperatura

impide una correcta higienización de la mezcla, produciendo un material de mala

calidad.

1.3.3. Sistemas de compostaje

El sistema de compostaje utilizado depende del tipo de aireación que es empleada

en el proceso. Puede ser mediante opciones distintas: volteando la masa, mediante

aireación forzada o mediante aireación pasiva, donde el aire fluye de forma pasiva a

través de la pila (Imbeah, 1998), catalogándose en sistemas estáticos y dinámicos. El

sistema de compostaje también puede ser clasificado en sistemas abiertos,

semicerrados y cerrados. La diferencia esencial entre unos sistemas y otros, con

independencia de la clasificación optada, radica en el método utilizado para suministrar

oxígeno a la masa con el objetivo de que sea un proceso aeróbico.

A continuación, van a ser descritas diferentes opciones realizar el proceso de

compostaje, ordenadas según el grado de sofisticación del sistema:

- Pilas estáticas con aireación pasiva

- Pilas o hileras volteadas

- Pilas estáticas con aireación forzada

- Trincheras (canales semicerrados)

- Túneles estáticos

- Tambores/cilindros rotatorios

Pilas estáticas con aireación pasiva

La aireación pasiva puede originarse a través de tres mecanismos: la difusión

molecular, el viento y la convección térmica. Aunque este sistema de tratamiento es el



35

más económico, el tipo de manejo puede dar lugar a que se generen condiciones

anóxicas. La aireación puede ser asistida mediante el uso de tuberías perforadas que

atraviesan la pila.

Pilas o hileras volteadas

El compostaje en pilas o hileras volteadas se refiere a un sistema común en el

que los residuos se esparcen en un montículo alargado, normalmente de sección

triangular o trapezoidal. La aireación se suministra mediante volteo mecánico en

intervalos frecuentes; el volteo debe realizarse de forma adecuada con el objetivo de

asegurar la adecuada homogeneización del material, su higienización, haciendo pasar

todo el material por la zona central de la pila y un mantenimiento de las apropiadas

condiciones de fermentación. Se puede emplear una amplia gama de maquinaria para

la agitación mecánica del material, desde simples palas de carga hasta equipos

especializados de volteo de hileras, siendo preferibles estas últimas para la optimización

del proceso.

Al ser un sistema típicamente discontinuo, con continuas oscilaciones en los niveles de

humedad, oxígeno y temperatura no es el óptimo para el desarrollo de las reacciones

de degradación biológica. De ahí que este proceso sea lento y aún con el adecuado

programa de volteos y riegos se necesite un mínimo de 100-120 días para lograr unos

adecuados niveles de estabilización. En cambio, presentan la ventaja de conseguir una

mayor homogeneización y garantía de higienización del material.

Pilas estáticas con aireación forzada

Las pilas estáticas con aireación forzada son capaces de mantener altos niveles

de aireación con una alta actividad microbiana. El método se basa en la construcción de

una pila homogenizada encima de un sistema de tubos de aireación o sobre un suelo

poroso con tuberías debajo.

Existen dos sistemas principales: de presión positiva, el aire es insuflado a través de un

soplador de aire (Sistema Rutgers), y de presión negativa o succión (sistema de

Beltsville) en las que el aire de escape pasar a través de biofiltro para el control de los



36

gases de efecto invernadero y olores. El sistema Rutgers también permite el control de

la temperatura, estableciendo un valor máximo que asegura una tasa de degradación

óptima.

Debido a que no existen mecanismos para mezclar el material durante el proceso de

compostaje, los materiales deben ser homogeneizados antes del establecimiento de la

pila. La mezcla debe ser relativamente porosa y tener una buena estructura para resistir

la compactación y el asentamiento (Rynk y Richard, 2004).

Trincheras (canales semicerrados)

El proceso de compostaje en estos sistemas se desarrolla en una serie de canales,

calles o trincheras con muretes. Los canales se encuentran abiertos por arriba y con

dispositivos que permiten la circulación por encima de ellos de una máquina volteadora

que remueve la pila de compostaje y la hace avanzar unos 3-4 metros cada vez; este tipo

de volteo es la novedad más relevante de este sistema.

En algunas configuraciones, el volteo es efectuado mediante una volteadora que circula

sobre sobre unos raíles situados a lo largo de la parte superior de los muretes y que

puede ser pasada de una a otra calle por medio de unos puntos de transferencia

(Moreno y Moral, 2008).

Esta disposición permite realizar un seguimiento y control exhaustivo de la temperatura,

humedad y nivel de oxígeno con las mejoras añadidas de los volteos periódicos, el riego

simultáneo al volteo y, la posibilidad de airear selectivamente determinadas zonas.

Túneles estáticos

Se denomina túneles a estáticos a contenedores de hormigón alargados de

forma rectangular dotados con: un sistema de aireación forzada (normalmente a través

de ranuras en el suelo), sondas de temperatura, de humedad y de nivel de oxígeno,

recogida de gases y lixiviados y sistema de riego.

Un sistema automatizado mide y regula la aireación, temperatura y humedad. En

función de los valores del nivel de oxígeno y de temperatura en el contenedor se puede

realizar la aireación con aire fresco, reciclado o mezcla de ambos. El control de



37

temperatura puede realizarse fijando patrones de comportamiento en los que se suele

delimitar un periodo termófilo y otros mesófilos. La humedad óptima del proceso se

regula por control del riego de la mezcla en función de las condiciones de entrada del

material y de operación.

El material a compostar se mantiene durante un periodo que oscila entre 2 y 6 semanas

en los contenedores (Moreno y Moral, 2008) y, posteriormente la mezcla inmadura se

traslada a otro lugar, en el que se efectúa un proceso de maduración controlada,

manteniendo los volteos y riegos en función del estado de estabilización del producto.

Las principales ventajas de este sistema consisten en que permite mantener valores

constantes y controlados de las variables críticas y recoger los gases y los lixiviados que

además pueden ser reutilizados.

Tambores/cilindros rotatorios

La tecnología de los reactores de tambor rotatorio se realiza en cilindros de unos

pocos metros de diámetro por algunos más de longitud, que giran lentamente a lo largo

de su eje principal. Los tambores montados de forma horizontal tienen una pequeña

inclinación para que los materiales circulen lentamente dentro de ellos mientras el

sistema rota y se voltea en su interior. Los materiales a compostar se cargan en un lado

del tambor por medio de cintas transportadoras y el compost ya finalizado se recoge por

el otro extremo. Gracias a este sistema es posible controlar parámetros como la

temperatura de la masa, el tiempo de permanencia, los volteos y la inyección/extracción

de aire (Canaleta, 2005).

La rotación expone el material al aire fresco, intercambiando O2, liberando calor y

diversos gases de la descomposición. Asimismo, se provoca una homogenización en

aireación y temperatura del material que se está compostando, consiguiendo una

amplia garantía de correcta higienización. El material saliente del proceso, pasa un

periodo posterior de maduración que puede ser realizado de diversos sistemas (túneles

de maduración, hileras volteadas, etc.).



38

Como ventajas de este sistema encontramos el gran control que se puede efectuar sobre

los parámetros y la flexibilidad del proceso. A pesar de esto, como principal desventaja

encontramos su elevada inversión inicial necesaria.

1.3.4. Evaluación de la calidad del compost

El compost puede ser definido como el producto que resulta del proceso de

compostaje y maduración, constituido por una materia orgánica estabilizada semejante

al humus, con poco parecido con la original, puesto que se habrá degradado dando

partículas más finas y oscuras. Será un producto inocuo y libre de sustancias fitotóxicas,

cuya aplicación al suelo no provocará daños a las plantas, y que permitirá su

almacenamiento sin posteriores tratamientos ni alteraciones (Costa y col., 1991).

Desde un punto de vista práctico, a veces se entiende como compost maduro a un

material térmicamente estabilizado, lo cual no implica necesariamente una

estabilización biológica. Sin embargo, desde el punto de vista de la calidad del producto

final un compost maduro ha de ser un producto altamente humificado, cuya materia

orgánica ha evolucionado durante un largo período de tiempo hacia formas más

resistentes a la biodegradación (presenta numerosas similitudes a las propiedades de la

materia orgánica humificada del suelo) y además es altamente maduro, que

implícitamente está biológicamente estabilizado y además carece de sustancias

orgánicas fitotóxicas (Iglesias Jiménez y col., 2008).

En términos generales un compost maduro, y por tanto estable, debería ser:

a) Un producto estabilizado: la estabilización es un requisito previo a su empleo

agrícola; esta debe de ser lograda por procesos biológicos y no confundirse con

procesos como desecación o esterilización.

b) Un producto inocuo: la destrucción de organismos patógenos se consigue con el

efecto continuado de la alta temperatura, el tiempo y la competencia de la

población microbiana no patógena con la patógena; condiciones que se dan

preferentemente en la etapa termófila.



39

c) Debe haberse sometido a una etapa inicial de descomposición: el compost debe

asociarse al proceso de compostaje tal y como se definió anteriormente y se

debe excluir a todos los productos obtenidos mediante otros procesos. La

degradación irá incluida en la primera fase de compostaje, pues para iniciar la

estabilización, esta tiene que haber finalizado, y la presencia de compuestos

orgánicos solubles y catabolitos orgánicos deberá estar en un nivel muy bajo.

d) Será el resultado de un proceso de humificación: durante la fase de estabilización

del producto (maduración) se producirá una humificación, acompañada de un

lento proceso de mineralización.

Por todas estas razones, los productos no terminados o “inmaduros” (no humificados o

que contengan sustancias fitotóxicas) no deberían ser llamados “compost”, aunque

algunos que no tienen tales requisitos puedan tener usos especiales.

Concretamente, para la evaluación de la madurez del compost, numerosos métodos y

criterios (físicos, químicos y biológicos) han sido propuestos, pero la mayoría,

aisladamente, no son operativos para su aplicación práctica a todo tipo de materiales.

Es decir, no existe un único método universal para su aplicación a cualquier tipo de

compost y por tanto es imprescindible la aplicación combinada de determinados

parámetros indicadores de la actividad microbiana durante el compostaje y de la

"humificación" del material para evitar los serios riesgos que conlleva la aplicación a los

suelos de cultivo de compost insuficientemente maduros. (Iglesias Jiménez y col., 2008).

En la Tabla siguiente, se muestran los valores límites establecidos por distintos autores

a partir de los cuales se considera que un compost ha alcanzado su madurez.

Tabla 1.4. Fuente: Bustamante (2007). RH: Relación de humificación; IH: Índice de humificación; Pah: Porcentaje de humificación; Cah/Caf: Relación de polimerización;

CCC: Capacidad de cambio catiónico.

Parámetro Valor límite Fuente

Chidrosoluble (%) < 0,5

<1

<1,7

García y col. (1992)

Hue y Liu (1995)

Bernal y col. (1998)

Cot/Nt < 20 Mathur y col. (1993)



40

<15 Bernal y col. (1998)

Chidro/Norg <0,70

<055

Hue y Liu (1995)

Bernal y col. (1998)

NH4+ (%) <0,04 Zucconi y de Bertoldi (1987)

N-NH4+/N-NO3 <0,16 Bernal y col. (1998)

RH (%) >7 Roletto y col. (1985)

IH (%) >3,5

>13

Roletto y col. (1985)

Iglesias Jiménez y Pérez García (1992 b)

Pah (%) >62 Iglesias Jiménez y Pérez García (1992 b)

Cah/Caf >1

>1,6

Roletto y col. (1985)


Índ. germinación (%) >50 Zucconi y de Bertoldi (1987)

CCC (meq/100 g MO) >60

>67

Harada e Inoko (1980)


CCC/Cot (meq/g Cot) >1,9

>3,5

Iglesias Jiménez y Pérez García (1992 a)

García y col. (1992)

1.3.5. Legislación española relativa al compost

En el reciente Real Decreto 506/2013, de 28 de junio, sobre productos fertilizantes

(BOE de 10 de julio de 2013), se clasifica a los composts como:

Grupo 6. Enmiendas orgánicas del anexo I. Donde se definen, entre otros, los distintos

tipos de composts:

6.02. Compost

6.03. Compost vegetal

6.04. Compost de estiércol

6.05. Vermicompost

6.09. Compost de alperujo

En el Real Decreto 506/2013, de 28 de junio, se define compost de la siguiente forma:



41

Definición Compost: producto higienizado y estabilizado, obtenido mediante

descomposición biológica aeróbica (incluyendo la fase termofílica), bajo condiciones

controladas, de materiales orgánicos biodegradables.

Hay que cumplir con una serie de especificaciones y límites comercialización:

- Contenido mínimo en nutrientes (% masa).

- Niveles de metales pesados que no pueden sobrepasar.

- Parámetros microbiológicos.

- Otros parámetros (impurezas, semillas de malas hierbas, etc.,).

En concreto, para compost en general:

Tabla 1.5. Diferentes parámetros para que una enmienda orgánica sea considerada como compost según el Real Decreto 506/2013 del 28 de junio.

Parámetro Real Decreto 506/2013

Materia orgánica mínima 35%

Humedad máxima 40%

C/N < 20

Microorganismos

Salmonella spp

E. coli

Ausente en 25 g de compost

<1000 NMP/g

Tamaño de partículas 90% ≤ 25mm

Impurezas (%) No puede contener

Gravas y piedras (%) No puede contener



42

1.4. SUELO E IMPORTANCIA DE LA MATERIA ORGÁNICA

La materia orgánica (MO) es porcentualmente minoritaria en el suelo, ya que

adquiere valores entre 0-5%. Sin embargo, permite mejorar toda una serie de

propiedades, entre las que se pueden destacar: el aumento de la cohesión, la capacidad

de retención de agua y la formación de complejos arcillo‐húmicos.

La materia orgánica del suelo juega un papel importante en la conservación y/o

restauración a largo plazo de los suelos mediante el mantenimiento de la fertilidad. La

reducción del stock de carbono en los suelos agrícolas es especialmente crítica, ya que

la materia orgánica es fundamental para mejorar la estructura del suelo, las

características químicas y mantener la supresión de los patógenos transmitidos por el

suelo (Arthur y col., 2014; Zaccardelli y col., 2013). Además, la MO es un indicador de

calidad del suelo muy reactivo y ubicuo, que influye en la productividad. (Komatsuzaki y

Ohta, 2007).

En consecuencia, aquellas prácticas de manejo agrícola que conservan o mejoran el

contenido de materia orgánica del suelo son las que deben prevalecer para preservar la

producción agrícola y la calidad ambiental, pudiendo considerarse como únicas

estrategias sostenibles. En concreto, según señalan Diacono y Montemurro (2010), la

única forma sostenible de agricultura es la agricultura ecológica.

Por su parte, en gran parte el área mediterránea, el European Soil Bureau indica que el

valor de MO se sitúa por debajo de 1,7%. La materia orgánica está sufriendo un

agotamiento progresivo en dicha área, debido a las condiciones ambientales favorables

para la mineralización de la materia orgánica y el establecimiento de una agricultura

intensivista (altas temperaturas y disponibilidad continua de agua y nutrientes por

fertirrigación), condiciones que podrían contribuir a la degradación del suelo (Scotti,

2015).

Por los motivos previamente descritos, de forma genérica la materia orgánica debe

reponerse de forma periódica en todos los suelos agrícolas, pero en especial en aquellas

zonas geográficas que por sus condiciones edafoclimáticas generen una tendencia

acentuada a su pérdida, como la zona mediterránea.



43

1.4.1. Dinámica de la materia orgánica en el suelo

La materia orgánica fresca (restos de plantas y animales) incorporada al suelo, sufre

una serie de transformaciones que dependerán de la naturaleza del material orgánico y

de las condiciones ecológicas (Porta, y col., 2008). Los procesos fundamentales (Figura

1.8.) son los que describen a continuación.

Figura 1.8. Transformaciones de los componentes orgánicos en el suelo.

- Descomposición y biodegradación: la materia orgánica incorporada al suelo,

sufre un proceso de descomposición y biodegradación, obteniéndose

compuestos orgánicos sencillos y en general solubles como proteínas, hidratos

de carbono, ácidos orgánicos, etc.

- Mineralización: que consiste en una rápida transformación por acción

microbiana de los compuestos orgánicos sencillos (solubles) a compuestos

inorgánicos, bien solubles (NO3-, PO4

-3, SO42-, etc.) o bien gaseosos (CO2, NH4

+,

etc.) Los compuestos inorgánicos solubles obtenidos en el proceso de

mineralización pueden ser aprovechados como nutrientes para las plantas,

pueden perderse por lavado o bien pueden ser reorganizados, inmovilizándose

temporalmente en la biomasa microbiana. Como resultado del proceso de



44

mineralización entre el 60 y el 80 % del carbono orgánico es devuelto a la

atmósfera en forma de CO2.

- Humificación: conjunto de procesos complejos que hacen aumentar la

resistencia de la MO a la biodegradación. En la humificación pueden tener lugar

reacciones químicas de oxidación, condensación y polimerización, procesos

biológicos de catabolismo y síntesis microbiana, dando lugar macromoléculas

más o menos policondensadas que no se forman en las células vivas, sino que

son constituyentes típicos de los suelos y que se denominan sustancias húmicas.

Existen procesos de humificación directa de compuestos orgánicos sencillos a

sustancias húmicas y otros de humificación lenta, de biomasa microbiana a

sustancias húmicas.

1.4.2. Efecto de las enmiendas orgánicas bioestabilizadas sobre el suelo

El impacto ambiental de las prácticas agrícolas convencionales y las

preocupaciones globales sobre la degradación del suelo han aumentado el interés sobre

estrategias agrícolas sostenibles como la aplicación de enmiendas orgánicas

bioestabilizadas al suelo provenientes de materiales de desecho. En este contexto, la

aplicación de enmiendas orgánicas debe contemplarse como una estrategia de manejo

fundamental para preservar la sostenibilidad de los sistemas de cultivos hortícolas

intensivos situados en la zona mediterránea.

La función más ampliamente reconocida a la aplicación de sustancias húmicas, como las

aplicadas con el compost, es la mejora de la condición estructural del suelo. La aplicación

regular de compost mejora una serie de propiedades físicas, ya que aumenta la

porosidad total, la conductividad hidráulica, la capacidad de retención y la estabilidad

de los agregados; mientras que reduce la densidad aparente y la resistencia a la

penetración (Aggelides y Londra, 2000).

Invertir la tendencia de pérdida de carbono del suelo, resultado de un largo período de

actividad agronómica con fertilización mineral, puede ayudar a mejorar la salud del

suelo y la posibilidad de aumentar el contenido de carbono orgánico del suelo, a través

del cambio de prácticas agronómicas, puede jugar un papel esencial en la lucha contra



45

el cambio climático (Lal, 2007). El mantenimiento del carbono orgánico es importante

no solo para la captura y la mitigación de gases de efecto invernadero, sino que también

ejerce una influencia significativa en las propiedades físicas, químicas y biológicas del

suelo (Ashagrie y col., 2007).

El aumento del stock de carbono orgánico del suelo y, por lo tanto, el aumento de la

capacidad de intercambio catiónico, es una importante mejora en la fertilidad química

del suelo ya que implica una mayor retención de nutrientes y en una forma más

asimilable para las plantas (Weber y col., 2007; Kaur y col., 2008).

Con el uso a largo plazo de las enmiendas orgánicas bioestabilizadas, los efectos

residuales sobre la producción de los cultivos y las propiedades del suelo pueden durar

varios años, ya que solo una fracción del N y otros nutrientes está disponible para las

plantas en el primer año después de su aplicación.

2. OBJETIVOS


de eneldo: implicaciones a nivel agronómico y medioambiental 2. Objetivos

47

2. OBJETIVOS

Las prácticas agrícolas comúnmente empleadas en los sistemas intensivos de

producción contribuyen a generar unas condiciones en el suelo y en la atmósfera

insostenibles. La sostenibilidad del medio agrícola está asociada a la fertilidad del suelo

y a un modelo de agricultura que no contribuya al cambio climático. Para ello, las

enmiendas orgánicas representan un papel ineludible para el mantenimiento de la

fertilidad y la restauración de los suelos degradados, así como en la sustitución de los

insumos inorgánicos aplicados mediante la fertirrigación.

Fertilidad

Estructura

Stock C

Figura 2.1. Diagrama de flujo de la importancia de las enmiendas orgánicas en la agricultura.

El objetivo primordial del presente trabajo ha sido el de evaluar de forma comparativa

el efecto de distintos materiales fertilizantes (orgánicos bioestabilizados, orgánicos

frescos e inorgánicos) en un cultivo de eneldo y estudiar las distintas condiciones

generadas por cada uno de ellos en el propio cultivo, en el suelo y los gases de efecto

invernadero emitidos a la atmósfera durante el cultivo.

ENMIENDAS

ORGÁNICAS

AGRICULTURA

SOSTENIBLE

Mantenimiento

de buenas

propiedades

suelo

Mitigación gases

GEI

Buena

producción Restos cosecha

Residuos

orgánicos

agroindustriales,

urbanos, etc.

COMPOSTAJE/

VERMICOMPOSTAJE


de eneldo: implicaciones a nivel agronómico y medioambiental 2. Objetivos

48

A su vez, este objetivo general se subdivide en los siguientes parciales:

- Conocer las características químicas de los tratamientos fertilizantes a aplicar,

con el fin de: dosificarlos con precisión y estimar los efectos que pueden ejercer

sobre el suelo, el cultivo y la atmósfera.

- Evaluar la biomasa aérea y el rendimiento de los diferentes tratamientos

fertilizantes aplicados en el momento de cosecha, en relación con la obtenida

mediante los métodos intensivistas.

- Contrastar la importancia de las enmiendas orgánicas en el escenario de la

agricultura sostenible.

- Analizar los nutrientes primarios extraídos por el cultivo de eneldo, así como el

contenido de Na de las plantas.

- Estudiar las emisiones gaseosas del suelo: efecto de los tratamientos sobre la

emisión durante todo el ciclo de cultivo y sobre las emisiones acumuladas de

CO2, CH4 y N2O.

- Evaluar el efecto de la aplicación de las enmiendas sobre diferentes parámetros

físico-químicos, químicos y biológicos del suelo, tales como pH, conductividad

eléctrica, nitratos, NTK, fósforo y carbono orgánico.

3. MATERIAL Y MÉTODOS


de eneldo: implicaciones a nivel agronómico y medioambiental 3. Material y métodos

50

3. MATERIAL Y MÉTODOS

3.1. DISPOSITIVO EXPERIMENTAL

3.1.1. Infraestructura utilizada

El experimento de campo fue llevado a cabo durante la primavera de 2017 en una

finca agrícola situada dentro del término municipal Librilla (Murcia-S N 37° 53’ 16” pain;

37°55’01.9”N 1°17’16.8”W; 180 m.s.n. El clima en esta zona es un clima cálido de estepa

al estar situado entre las formaciones montañosas de la Sierra de Carrascoy y Sierra

Espuña, su temperatura media anual es de 17,4 ºC y sus precipitaciones medias anuales

son muy escasas (303 mm) por lo que se ha clasificado como un clima semiárido cálido.

En la Figura 3.2, se presenta la temperatura media, los eventos de precipitaciones y el

riego puntual y acumulado durante el periodo de estudio. La evapotranspiración de

referencia diaria media durante marzo y abril fue de 3,47 l/m2 y de 4,83 l/m2 en mayo.

Los datos climáticos fueron obtenidos de una estación meteorológica perteneciente al

SIAM-IMIDA (Murcia) situada en Librilla.

Figura 3.1. Localización de la parcela de estudio.



51

Dias de experiemento

0 10 20 30 40 50

Te

mp

era

tura

(ºC

)- P

rec

ipit

ació

n / R

ieg

o (

l /m

2)

0

5

10

15

20

25

30

Rie

go

acu

mu

lad

o (

l/m

2)

10

20

30

40

50

60

Precipitaciones

Riego Diario

Temperatura

Riego Acumulado

Figura 3.2. Gráfica de Temperatura medias (oC), precipitaciones (l/m2) y riego diario y acumulado (l/m2) durante el experimento.

3.1.2. Medios utilizados

3.1.2.1. El cultivo de eneldo

La variedad de eneldo elegida para este estudio es N18 perteneciente a la especie

Anethum y subespecie graveolens. Considerada como planta aromática por su

contenido en compuestos volátiles.

3.1.2.2. El suelo del experimento

Las características del suelo donde se estableció el cultivo se describen en la Tabla

3.1. Se trata de un suelo agrícola clasificado como calcaric fluvisol (FAO, 2014). La textura

es arcillosa; como aspectos favorables, los suelos de este tipo presentan un nivel óptimo

de retención de agua útil y retienen nutrientes por su alta superficie específica. Sin

embargo, son suelos plásticos, difíciles de trabajar, altamente adherentes, baja

capacidad de enraizamiento, de permeabilidad muy baja que en casos extremos puede

provocar asfixia radicular y con alto potencial de escorrentía. El pH del suelo es básico

(8,36) y es no salino, ya que su conductividad eléctrica es reducida (0,34 dS/m). Los

niveles de carbono orgánico total (0,63 %) y de nitrógeno (810 mg/kg) son bajos, y los



52

de fósforo asimilable son normales (47,2 mg/kg). Además, el suelo presenta niveles muy

bajos de materia orgánica (1,09 %).

Tabla 3.1. Características físico-químicas del suelo previas al establecimiento de los

tratamientos fertilizantes.

Parámetro Método –Técnica analítica Valor

pH (extracto acuoso 1:5) Potenciometría 8,36

CE (dS/m) (extracto acuoso 1:5) Conductimetría 0,34

Materia orgánica oxidable (%) Volumetría 1,09

COT (%) Volumetría 0,63

NTK (mg/kg) Volumetría 810

N-NO3- (mg/kg) E. V-UV 117

P asimilable (ppm) E. V-UV 47,2

CRH (%) Gravimetría 30,1

Arena (%) Densimetría 34,3

Limo (%) Densimetría 12,6

Arcilla (%) Densimetría 53,1

Textura - Arcillosa

E. V-U: espectrofotometría visible-ultravioleta

3.1.2.3. Tratamientos fertilizantes empleados

Para llevar a cabo el estudio se utilizaron 8 tratamientos fertilizantes agrupados

en tres bloques diferentes. En la Tabla 3.2. se muestran las características físico-

químicas, químicas y biológicas de los fertilizantes utilizados en cada uno de los

tratamientos.

Bloque 1. Fertilizantes Orgánicos Estabilizados

1. Compost HP

El compost HP empleado en el ensayo se realizó en las instalaciones de la UMH

situadas en la EPSO. Se elaboró a partir de una mezcla binaria de lodo de EDAR y restos

de poda de hoja de palmera de la especie Phoenix dactilifera (lodo EDAR 42,2% + restos



53

de poda de hoja palmera 57,8%, sobre materia seca). Los restos de hoja de palmera

previamente molidos a tamaño de partícula < 5cm, se utilizaron como agente

estructurante, permitiendo ajustar el ratio C/N de la mezcla, así como reducir el exceso

de humedad del lodo y proporcionando unas características adecuadas a la mezcla para

su correcto proceso de compostaje. El lodo utilizado procede de la depuración de aguas

residuales urbanas mediante sistema de fangos activos, con estabilización del lodo

mediante digestión aerobia, espesado y deshidratación mediante filtros de banda.

El proceso de compostaje se realizó a tamaño industrial mediante metodología de pila

móvil con volteos periódicos quincenales (6 volteos). Una vez realizada la mezcla se

preparó la pila de forma trapezoidal, con un volumen de 15m3. La mezcla alcanzó

durante los primeros días temperaturas termófilas (> 50ºC), las cuales se mantuvieron

al menos durante 34 días, tras los cuales se observó como la temperatura de la mezcla

empezaba a descender acercándose a la temperatura ambiente, indicando el final de la

fase bioxidativa (transcurridos 152 días desde el comienzo del proceso), tras la cual se

mantuvo 44 días en etapa de maduración.

2. Compost (HP-2)

Este compost también se realizó en la planta de compostaje COMPOLAB situada en

la EPSO. Se elaboró a partir de una mezcla binaria de lodo EDARI de pera y de restos de

poda de hoja de palmera (lodo EDARI Pera 42,8 % + restos de poda de hoja de palmera

57,2 % s.m.s). Los restos de hoja de palmera previamente molidos a tamaño de partícula

< 5cm, se utilizaron como agente estructurante.

El lodo utilizado en la elaboración del compost procedió de la depuración de las aguas

residuales generadas en el procesado de pera, donde las aguas tras un desbaste de

gruesos son tratadas mediante CAF (Celdas de Aeroflotación), reactor anóxico para la

desnitrificación, reactor biológico con sistema de aireación forzada MTS, clarificador

USBF situado dentro del reactor biológico para la decantación primaria y decantador

secundario tradicional. Los fangos procedentes del decantador primario (clarificador

USBF), de los tratamientos físico-químicos (celda de aeroflotación) y del tratamiento

biológico, se concentran y mezclan de forma homogénea en un espesador y finalmente



54

se centrifugan previo acondicionamiento mediante la adición de polielectrolitos

aniónico y catiónicos.

El compostaje se realizó mediante una pila móvil con volteos periódicos quincenales. La

pila fue de tamaño industrial y forma trapezoidal, con un volumen de 15m3. La fase

oxidativa duró 97 días, en los que se alcanzaron temperaturas termófilas en al menos 30

días; tras los cuales, se mantuvo en proceso de maduración durante 43 días.

3. Vermicompost (VT)

El vermicompost utilizado procede del vermicompostaje de estiércoles ganaderos,

principalmente vacuno elaborado en una planta de vermicompostaje comercial situada

en el paraje La Tercia (MURCIA).

El vermicompostaje es un proceso de biooxidación, degradación y estabilización de la

materia orgánica mediada por la acción combinada de lombrices y microorganismos,

mediante el cual se obtiene un producto final estabilizado, homogéneo y de

granulometría fina denominado vermicompost, lumbricompost, compost de lombriz o

humus de lombriz. Esta práctica de biotransformación aprovecha varias de las ventajas

derivadas de la actividad de algunas especies de lombrices, las cuales aceleran la

descomposición y humificación de la materia orgánica, ya sea de un modo directo

(alimentación detritívora y desplazamiento a través de galerías) o indirecto

(estimulación de la actividad microbiana). Los organismos Eisenia fetida y Eisenia andrei

han demostrado ser las más eficientes para la biodegradación de residuos orgánicos y

las más comúnmente utilizadas. A nivel morfológico son muy parecidas.

Por otro lado, mejoran la estructura del producto final, al provocar, por el paso del

residuo a través del sistema digestivo de la lombriz, la ruptura de los materiales

orgánicos, reduciendo su tamaño de partículas y favoreciendo la formación de

agregados estables. Además la actividad de estos detritívoros aumenta el contenido de

nutrientes, convirtiéndolos a través de la actividad microbiana, en formas solubles y

asimilables por los cultivos. Asimismo, mediante este proceso se favorece la producción



55

de sustancias que pueden actuar con acción fitohormonal sobre las plantas (Nogales

Vargas, et al., 2008).

Bloque 2. Fertilizantes Orgánicos Frescos

1. Lodo de EDAR (LO)

El lodo aplicado directamente es originario de la depuración de aguas residuales

urbanas. Las aguas en esta EDAR son tratadas mediante proceso biológico de fangos

activos. El aporte de oxígeno a los reactores biológicos se realiza por inyección directa

de aire a través de difusores de membrana de burbuja fina y tres soplantes. La

decantación secundaria se realiza en dos decantadores de tipo circular con barredera de

fangos y de superficie de 20 m de diámetro. Los fangos se estabilizan mediante digestión

aerobia y posteriormente se espesan en un espesador de rasqueta y se deshidratan

mediante filtros de banda.

2. Estiércol vacuno (EST)

Estiércol procedente de explotación ganadera bovina (500 cabezas) para la

obtención de leche situada en Santomera. Se recogió el estiércol que se retira de los

establos. Presenta cama de paja y heces de naturaleza fresca con poco tiempo de

envejecimiento o evolución.

Bloque 3. Fertilizantes Inorgánicos

1. NPK 15-15-15 convencional (NOLI)

Producto de la empresa AgroMediterráneo (FERTIBERIA, S.A.), suministrado en sacos

de 25 kg.

Densidad aparente: 0,95 kg/dm3

Granulometría: mín. 94% entre 2 y 5 mm Características fertilizantes: 15% de

Nitrógeno total (13% amoniacal y 2% ureico)



56

15% Pentóxido de fósforo (P2O5) soluble en citrato amónico neutro y en agua

(13,5% soluble en agua)

15% Óxido de potasio (K2O) soluble en agua

20% Trióxido de azufre (SO3) total (18% soluble en agua)

2. Nitrofoska 21%N (LI-2)

Producto de la empresa EMTEC. Abono complejo NPK 21-8-11 encapsulado con

inhibidor de la nitrificación (DMPP).

Densidad aparente: 1,1 t/m3

Granulometría: mín. 90% entre 2 y 5 mm Características fertilizantes:21% de

Nitrógeno total (9,9% amoniacal y 11,1% ureico)

8% Pentóxido de fósforo (P2O5) soluble en citrato amónico neutro (5,6% soluble

en agua)

11% Óxido de potasio (K2O) soluble en agua

10% Trióxido de azufre (SO3) total (8% soluble en agua)

0,8% DMPP (3,4-dimetilpirazol fosfato) en relación con el nitrógeno amoniacal

Los inhibidores de la nitrificación se caracterizan porque sus moléculas inhiben la acción

de las bacterias Nitrosomas, responsables de la oxidación de amonio (NH4+) a nitrito

(NO2−), paso fundamental para su transformación finalmente en nitrato. Mientras el

nitrógeno permanece en el suelo en forma de amonio, no tiene efecto contaminante

por pérdidas por lixiviación ya que tiene poca movilidad en el suelo debido a que queda

retenido por las arcillas. Sin embargo, en la forma amónica el nitrógeno es poco

asimilable para las plantas en general. Por tanto, la utilización de los inhibidores de la

nitrificación debe ser adecuadamente formulada con objeto de frenar parcialmente la

oxidación a nitrato, de modo que la concentración en el suelo sea suficiente para la

nutrición de la planta. Es decir, se trata de acompasar la velocidad de nitrificación en el



57

suelo a la absorción de nitrógeno por la planta. En concreto, el DMPP es un inhibidor de

la nitrificación con acción bacteriostática; su aplicación al suelo no destruye a las

bacterias Nitrosomas, sino que ralentiza su acción durante un periodo de tiempo que

oscila entre 1 y 2 meses, lo que hace que sean especialmente seleccionados por sus

efectos reversibles en el suelo (Díez y col. 2009).

3. Tratamiento de fertirrigación (FERTI)

La fertirrigación es una técnica de aplicación de abonos disueltos en el agua de riego

a los cultivos, muy utilizada en sistemas intensivistas con riego por goteo con el objetivo

principal de aprovechar el flujo de agua del sistema de riego para transportar los

elementos nutritivos que necesita la planta hasta el lugar donde se desarrollan las raíces

(SIAR, 2005). Para este el experimento y para el cultivo de eneldo, el tratamiento de

fertirrigación ha sido fertilizado a razón de una dosis de 48 UFN/ha, 27 UFP/ha y 54

UFK/ha.

Tabla 3.2. Características físico-químicas, químicas y biológicas de los materiales empleados como fertilizantes.

Clave tratamiento HP HP-2 VT LO EST NOLI LI-2

Parámetros Valor

Humedad (%) 51,4 34,9 27,6 77,2 76,7 - -

pH (H2O) 5,8 7,4 8,2 6,8 9,6 4,8 7,26

CE (dS m-1) 9,0 8,3 4,1 4,0 6,9 71,2 74,4

COT (g kg-1) 314 371 173 332 408 - -

N total (g kg-1) 31,9 28,7 14,7 49,7 27,4 150 210

N-NO3- (g N kg-1) 4,66 1,20 0,92 0,04 0,03 20 99

N-NH4- (g N kg-1) 0,067 0,077 0,022 2,165 - 130 111

C/N 9,8 12,9 11,8 6,68 23,4 - -

P (g kg-1) 11,1 4,1 8,6 13,5 3,0 65,5 34,8

K (g kg-1) 11,4 22,5 10,2 3,5 27,7 125 91,6

Na (g kg-1) 7,4 10,7 4,4 2,3 9,2 12,4 13,3

COT: carbono orgánico total



58

3.1.2.4. Agua de riego utilizada

Las características medias del agua de riego utilizada en el cultivo de eneldo se

presentan en la Tabla 3.3.

Tabla 3.3. Características medias del agua de riego utilizada en el riego del cultivo de eneldo.

Parámetro Unidad Valor

pH - 8,64

Conductividad eléctrica dS/m 2,96

Dureza ºF 98

Cloruros mg/l 408

Sulfatos mg/l 825

Carbonatos mg/l 16,7

Bicarbonatos mg/l 192

Calcio mg/l 263

Magnesio mg/l 79,1

Potasio mg/l 24,9

Sodio mg/l 243

SARo - 4,2

Según las directrices para evaluar la calidad de las aguas para riego, establecida por

Ayers y Westcot (1987), las aguas utilizadas en el cultivo del eneldo presentaron un

riesgo de salinización de ligero a moderado, no mostrando riesgos en cuanto a

problemas de permeabilidad. El riesgo de toxicidad por sodio en cultivos sensibles es

moderado en riego superficial y elevado en riego por aspersión. El riesgo de toxicidad

por cloruro en cultivos sensibles es elevado para riego superficial y aspersión. El pH se

encuentra dentro del rango normal.

Se recomienda adoptar medidas de gestión como riegos frecuentes, sistemas de riego

localizado, drenaje, riegos alternativos con otras aguas y control del drenaje y de la

fertilización para no sobreañadir más sales al suelo. Respecto a la toxicidad en cultivos

sensibles por sodio y cloruro se recomienda en el uso de especies tolerantes.

3.1.2.5. Fitosanitarios empleados

Los tratamientos fitosanitarios fueron aplicados en dos eventos, se trata de

Quorum Incoloro (Oxicloruro de cobre 70%) y Akira 2.5 WG (Lambda cihalotrin 2,5%)



59

aplicados para la lucha con Alternaria y lepidópteros respectivamente. El criterio de

aplicación de ambos productos fue el mismo. Periódicamente se testaban algunas

plantas al azar, cuando se detectaba la presencia de alguno de estos organismos, se

aplicaba el producto correspondiente a fin de que no llegaran a convertirse en una plaga

para el cultivo y con ello afectar a la salud, calidad y producción final de eneldo. Las

características, dosis y condiciones de aplicación de ambos productos son descritas en

la tabla siguiente:

Tabla 3.4. Características de los tratamientos fitosanitarios empleados en el experimento.

Producto Mat. activa Plagas Dosis (l/ha)

PS PR Máquina Método

aplicación

Quorum Incoloro

Oxicloruro de cobre

70% Alternaria 2.0 15 2 CB-20

Pulver. de barras

Akira 2.5 WG

Lambda cihalotrin

2,5% Lepidópteros 0.8 7 0 CB-20

Pulver. de barras



60

3.2. DISEÑO EXPERIMENTAL

Se diseñó el experimento en base a la obtención de los objetivos planteados, se

pretenden comparar diferentes escenarios de fertilización orgánica frente a la

fertilización inorgánica usualmente utilizada en la producción comercial de eneldo.

Las variables introducidas fueron:

1) Tipo de fertilizante: se utilizaron 8 tratamientos fertilizantes agrupados en tres

bloques diferentes.

- Fertilizantes Orgánicos Estabilizados: en este grupo se incluyeron los

tratamientos con dos compost (HP y HP-2) y un vermicompost (VT). El compost

HP fue elaborado con lodo EDAR y restos de poda de hoja de palmera; el

compost HP-2 fue elaborado con lodo EDARI procedente del proceso de

depuración de aguas residuales de la industria agroalimentaria y restos de poda

de hoja de palmera; y el vermicompost procede del proceso de

vermicompostaje de residuos ganaderos (VT).

- Fertilizantes Orgánicos Frescos: en este grupo se incluyeron los tratamientos

con estiércol de vaca (EST) y con lodo de depuradora de aguas residuales

urbanas (LO).

- Fertilizantes Inorgánicos: en este grupo se incluyeron los tratamientos con

fertilización convencional NPK 15-15-15 y con fertilización 21% N con inhibidor

de la nitrificación, que fueron incorporados con el agua de riego, además de un

tratamiento testigo de fertirrigación, correspondiente al usado en la finca

agrícola para el cultivo del eneldo.

2) Dosis de aplicación: se utilizó el criterio de nitrógeno para la dosificación de los

tratamientos fertilizantes. Se incorporó el fertilizante equivalente a una dosis de

aplicación de 160 kg NT/ha. Por tanto se aplicó la cantidad necesaria de cada

fertilizante en función de su contenido en nitrógeno. Las dosis de aplicación en



61

unidades fertilizantes P2O5 y K2O sí que variaban entre los diferentes tratamientos

(Tabla 3.5.).

Tabla 3.5. Dosis de aplicación de los tratamientos fertilizantes.

Clave Dosis kg K2O /ha Dosis Kg P2O5 / ha Dosis Kg N/ha

HP 630 1170 160

HP-2 1450 530 160

VT 1220 2010 160

LO 150 1080 160

EST 680 150 160

NOLI 160 160 160

LI-2 120 90 160

FERTI 54 27 48

B 0 0 0

3) Tipo de riego: el riego utilizado en todos los tratamientos fue el mismo, excepto para el

tratamiento denominado FERTI. El riego se realizó por sistema de goteo consistente en

cuatro líneas de goteros repartidas equidistantemente a lo ancho de las subparcelas

constituidas por tubos de polietileno de 16mm ø y contaba con 6,5 goteros/m2. Al

tratamiento denominado FERTI se le aplicó el abonado a través de fertirrigación, del

mismo modo en que lo hace la empresa encargada de la producción y posterior

comercialización del cultivo, a fin de poder comparar los rendimientos obtenidos en

nuestro ensayo con los obtenidos de forma convencional.

Para ello se planteó un ensayo con diseño de subparcelas-parche de 140 cm de ancho y

424 cm de largo, con una superficie total de 5,93 m2 por subparcela. La distribución de

los tratamientos se realizó al azar con tres repeticiones por tratamiento, usando la

variedad de eneldo N18 (Anethum graveolens) como cultivo con una densidad de

plantación de 2.000.000 plantas/ha equivalente a unas 200 plantas/m2. Todos los

tratamientos se aplicaron como abonado de fondo en los primeros 10 cm de suelo

previo a la siembra, la cual se realizó de manera mecánica. Se mantuvo un tratamiento

control sin fertilización.



62

3.3. DESARROLLO EXPERIMENTAL

La disposición de los tratamientos se diseñó de forma aleatoria y las subparcelas se

situaron de la siguiente forma (Figura 3.3.):

Figura 3.3. Esquema general de situación de los tratamientos, diferenciados según colores.

Los ocho tratamientos utilizados en el experimento de subparcelas fueron: tratamiento

blanco sin fertilización de ningún tipo (B); fertilización tradicional a base de un

fertilizante inorgánico, NPK 15-15-15 (NOLI); otro fertilizante inorgánico con inhibidores

de la nitrificación, usado en fincas comerciales, principalmente para cultivos de hoja

verde (LI-2); blanco pero fertirrigado como el resto de la finca (FERTI); estiércol de vaca

(EST); lodo procedente de EDAR (LO); vermicompost de estiércoles ganaderos (VT);



63

compost elaborado a partir de hoja de palmera (Phoenix dactilifera) y lodo de EDAR,

(HP); un compost elaborado a partir de hoja de palmera (Phoenix dactilifera) y lodo de

EDARI (HP-2).

Figura 3.4. Visualización de dos de los tratamientos fertilizantes utilizados en el experimento (HP y LI-2).

Tanto el laboreo como la preparación de las mesas de cultivo (140 cm ancho, 30 cm de

separación entre mesas) se realizaron de manera mecánica con tractor. El riego utilizado

fue de sistema por goteo.

La cronología del experimento se estructuró, como podemos observar en la tabla

siguiente; en la que se indican las fechas y días de experimento de las diferentes

prácticas llevadas a cabo en la parcela experimental.



64

Tabla 3.6. Representación esquematizada de las acciones llevadas a cabo durante el experimento.

Fecha Día Toma

Muestra Suelo

Determinación Humedad

Toma Muestra

Gases Riego Plaguicidas Cosecha

22/03/2017 0

23/03/2017 1

26/03/2017 3

28/03/2017 5

30/03/2017 8

31/03/2017 9

06/04/2017 15

11/04/2017 20

13/04/2017 22

19/04/2017 28

20/04/2017 29

22/04/2017 31

25/04/2017 34

27/04/2017 36

04/05/2017 43

07/05/2017 46

09/05/2017 48

10/05/2017 49

12/05/2017 51

13/05/2017 52

16/05/2017 55



65

3.3.1. Aplicación de los fertilizantes

Figura 3.5. Visualización de la aplicación de los diferentes tratamientos fertilizantes previa a la siembra del cultivo.

Como se ha comentado en el apartado anterior se calculó una dosis de aplicación de

160 kg N total/ha para cada uno de los tratamientos que fueron aportados en un único

evento antes de la siembra del cultivo, salvo para el tratamiento blanco y el tratamiento

FERTI. Se incorporó cada tratamiento superficialmente (primeros 10 cm de suelo)

mediante rastrillo. La siembra de las semillas de Eneldo (Anethum graveolens) variedad

N18 se realizó de manera mecánica justo después de la incorporación de los

tratamientos.

3.3.2. Toma de muestras

Se realizaron dos muestreos de suelos a lo largo del experimento, uno al inicio y otro

al final del mismo para estudiar la influencia de cada tratamiento en la evolución de los

diferentes parámetros determinados. Las muestras fueron tomadas entre los primeros

25 cm de profundidad, mediante un equipo tomamuestras de la casa Eijkelkamp. El

muestreo de suelo (1 kg aproximadamente) se realizó en seis puntos equidistantes a lo

largo de cada subparcela a una profundidad de 10-15 cm. Estas muestras se llevaron al



66

laboratorio se secaron al aire, se molieron y tamizaron a un tamaño de partícula inferior

a 2 mm para su posterior análisis.

Figura 3.6. Detalle del muestreo de gases de efecto invernadero emitidos por el suelo de los diferentes tratamientos.

El muestreo de gases de efecto invernadero de realizó el día 0, 1, 3, 5 y 8 desde el

establecimiento del experimento y posteriormente de forma semanal hasta la

conclusión del mismo, sumando un total de 12 muestreos, realizados siempre en horario

matutino. La toma de gases se realizó tomando 60 mL de gas de una cámara estática e

introduciéndolo en un vial, donde con recirculación se inyecta 30 mL de gas y con

sobrepresión los 30 mL restantes. El gas de estas cámaras se tomó de acuerdo con el

sistema de “gas pooling” (Arias-Navarro y col., 2013). La toma de muestras se realizó a

T= 0 y T= 60 minutos. Posteriormente, se determinó la concentración de los gases de

efecto invernadero N2O, CO2 y CH4 en cromatógrafo de gases, utilizando un

cromatógrafo de gases (GC) Agilent HP-6890, equipado con un analizador HT3-Agilent.

El muestreo de material vegetal se realizó en el momento de cosecha óptimo, con el

mismo grado de madurez que la empresa lo recoge para su comercialización, con una

altura aproximada de unos 40-50 cm y justo antes de la floración de la planta. Se cosechó



67

la producción de las subparcelas por completo, seccionando las plantas sobre el suelo y

se determinó: peso fresco, peso seco y producción total. Para la determinación de

posteriores análisis, se mantuvo la muestra vegetal en estufa de aire forzado a 65oC,

hasta obtener una muestra seca.

Posteriormente se molieron en molinillo de aspas metálicas y se secaron en estufa de

aire forzado a 45ºC hasta peso constante. Finalmente se envasaron en bolsas herméticas

debidamente etiquetadas para su manejo y posterior análisis. Todos los análisis fueron

realizados en triplicado.



68

3.4. MÉTODOS ANALÍTICOS Y ESTADÍSTICOS

3.4.1. Métodos analíticos en suelos

pH

La determinación del pH de un suelo se basa en la medida de la diferencia de

potencial existente entre un electrodo de vidrio y el electrodo de referencia calomelanos

(Hg2Cl2 (sat), KCl(xF)/Hg) sumergidos en una misma disolución. Esta diferencia de

potencial es función lineal de la actividad de los iones hidrógeno presentes en la muestra

problema a una temperatura dada.

En un suelo tamizado a 2 mm, la medida del pH actual se realiza en la suspensión suelo-

agua desionizada con una relación de 1:2,5 (p/v) (M.A.P.A., 1994).

Conductividad eléctrica

La conductividad eléctrica de un extracto acuoso es la aptitud que presenta este para

transmitir la corriente eléctrica. La conductividad depende de la actividad e iones

disueltos y de la temperatura a la que se realiza la medida. Para medir la conductividad

se hace uso de un puente de Wheatstone y una célula de conductividad apropiada,

comparando a la misma temperatura, la resistencia eléctrica de la muestra y la de una

disolución estándar de cloruro potásico.

En un suelo tamizado a 2 mm, la medida de la C.E. se realiza en el extracto acuoso,

obtenido por filtración de la suspensión suelo-agua desionizada con una relación 1:5

(p/v), previa agitación de la muestra durante 1 hora (M.A.P.A., 1994).

Granulometría

Se realizó por el método del densímetro Bouyoucos, basándonos en que la densidad

de una suspensión depende de la cantidad suspendida, pudiendo evaluar la variación de

dicha densidad con el tiempo y relacionarla con la velocidad de deposición y tamaño de

las partículas suspendidas (Primo y Carrasco, 1980). Para ello tomamos 50g de suelo

seco y se destruye la materia orgánica con peróxido de hidrógeno. Se procedió a la



69

dispersión de la muestra agitando durante 2 horas con una disolución de

hexametafosfato sódico y posteriormente enrasando a un litro con agua destilada en

probeta. Con el densímetro efectuamos lecturas en su escala de flotación a los tiempos

de 40 segundos y los 120 minutos, determinado a partir de éstas, el porcentaje de las

fracciones de arena, limo y arcilla.

Carbono orgánico oxidable

La determinación de la materia orgánica fácilmente oxidable se basa en la utilización

de dicromato potásico en medio sulfúrico como oxidante valorando el exceso de este

con sulfato ferroso amónico (sal de Mohr), utilizando ferroína como indicador (Yeomans

y Bremner, 1989). El carbono orgánico oxidable se determina por diferencia entre el

dicromato total y el exceso valorado con la sal de Mohr.

Nitrógeno total Kjeldahl

Se utiliza el método Kjeldahl para la determinar el nitrógeno orgánico y el que se

presenta en forma mineral como amonio conjuntamente. Este método se basa en una

digestión, por vía húmeda en medio sulfúrico de la muestra, para mineralizar el

nitrógeno orgánico a forma amónica. Posteriormente se realiza la destilación del

amoniaco en medio alcalino, recogiéndose el destilado en una mezcla de ácido bórico

indicador, valorándose a continuación con ácido clorhídrico de normalidad conocida

(Bremner y Britenbeck, 1983).

Nitratos

Para la determinación de nitratos en el suelo se utilizó el método propuesto por

Sempere y col. (1993). Este método utiliza la segunda derivada del espectro ultravioleta,

donde a través de un barrido desde 190 a 280 nm de una disolución procedente de la

extracción del suelo con una disolución saturada de sulfato de calcio, se puede analizar

los contenidos de nitratos por comparación con una recta de calibrado adecuada. Este

tipo de análisis permite eliminar la interferencia debida a la presencia de materia

orgánica en el extracto del suelo (Simal y col., 1985). Los resultados obtenidos son



70

comparables con otros métodos usuales de determinación de nitratos como HPLC y

columna reductora de Cd.

Fósforo asimilable

El fósforo asimilable es extraído del suelo con una solución de bicarbonato de sodio

0.5 M a pH 8,5, mediante agitación y posteriormente se determina en el extracto

obtenido mediante espectrofotometría ultravioleta-visible. Los iones fosfato forman

con el molibdato de amonio en medio ácido fosfomolibdato de amonio, compuesto que

es reducido, con ácido ascórbico, formándose un complejo de color azul, medible a un

longitud de onda 882 nm. La medida de la radiación absorbida en un espectrofotómetro

ultravioleta-visible es proporcional a la concentración de fósforo en el extracto (Olsen y

col., 1954).

PO4-3 + (NH4)2MoO4 (NH4)3PO4(MoO3)12

En suelos calizos, alcalinos o neutros que contengan fosfato cálcico, la concentración de

fósforo extraído aumenta por precipitación de calcio como carbonato de calcio, CaCO3,

en suelos ácidos que contengan fosfatos de hierro y aluminio, la concentración de

fósforo en la disolución aumenta a medida que se eleva el pH.

Ca3(PO4)2 2 PO4-3 + 3 Ca +2

3.4.2. Métodos analíticos en material vegetal

Carbono orgánico total

Medida del dióxido de carbono producido al quemar la muestra a 950°C en un

analizador elemental, (Navarro y col., 1991), mediante microanálisis automático,

utilizando un analizador elemental EuroVector EuroEA 3000.

Nitratos

Los nitratos del eneldo se determinaron en el extracto elaborado con 4 g del material

vegetal fresco y 200 ml de agua, mediante cromatografía iónica HPLC. La mezcla se agitó

en un baño termostático a 70º C durante 5 minutos. A continuación, se filtró mediante



71

papel de filtro y posteriormente con Sep-Pak para eliminar la materia orgánica y

finalmente se pasó por un filtro de 0.45 micras.

Mineralización de la muestra

La finalidad de la mineralización de la muestra fue la de obtener un líquido digerido

donde poder determinar todos los elementos necesarios para poder realizar una

evaluación nutricional del estado de la planta. Para ello se realizó una digestión nítrico-

perclórica de las muestras según el método recomendado por Abrisqueta y Romero

(1969).

Reactivos:

Acido nítrico concentrado (d = 1,33)

Acido perclórico 60 %

Acido clorhídrico 0,5 N

Procedimiento:

En un tubo de digestión de doble enrase de 50 ml se pesa 1 g de muestra con una

precisión de 0,0001 g. Se añaden 6 ml de mezcla nítrico-perclórica 2:1 y se deja macerar

durante toda la noche. Se calienta a 150°C durante 1 hora y a 210 °C durante 2 horas en

bloque digestor. Las paredes y fondo se lavan con HCl 0,5 N hasta llevar el volumen a 50

ml y a continuación se filtra con papel lavado a los ácidos.

Fósforo total

El fósforo se mide en el extracto de mineralización de la muestra por

espectofotometría UV-V, basada en la formación del complejo fosfomolibdovanadato

de color amarillo en medio nítrico y medible a 400 nm (Kitson y Mellon, 1944).

Elementos totales

El sodio y el potasio se miden por fotometría de llama, en disoluciones adecuadas

del extracto de mineralización. El resto de los elementos se determinan por



72

espectrofotometría de absorción atómica, en disoluciones adecuadas del extracto de

mineralización de las muestras.

3.4.3. Métodos analíticos en enmiendas orgánicas y composts

Preparación de la muestra

La muestra recogida se separa en dos submuestras, una de ellas es secada al aire y

molida en un molino a través de una malla de 0,5 mm de luz y la otra se congela, para

posteriores análisis.

Humedad

Se toma como humedad el porcentaje de agua con respecto a muestra húmeda, por

diferencia de pesadas entre material húmedo y seco a 105ºC hasta peso constante.

Medida del pH

Se mide sobre la suspensión acuosa obtenida por agitación mecánica durante 2

horas de la proporción 1:10, sólido/líquido. La medida se realiza con un pH-metro.


Se determina sobre la suspensión acuosa anterior, previamente centrifugada y

filtrada, con un conductímetro con una célula conductimétrica.

Materia orgánica total

En lodos, se toma como “materia orgánica” la pérdida de peso por calcinación a

540ºC, una vez extraídas mediante lavados sucesivos con ácido clorhídrico, sustancias

de naturaleza inorgánica presentes en el lodo, tales como sales amónicas, carbonatos,

fosfatos, etc. La pérdida de peso se expresa como porcentaje respecto a peso de

muestra seca (MAPA, 1994).

En los residuos vegetales y compost, se toma como “materia orgánica” la pérdida de

peso por calcinación a 430 ºC, durante 24 horas. Se determina según el método de



73

Navarro y col. (1993). La pérdida de peso se expresa como porcentaje respecto a peso de

muestra seca.

Carbono orgánico total

Medida del dióxido de carbono producido al quemar la muestra a 950°C en un

analizador elemental EuroVector EuroEA 3000 (Navarro y col., 1991).

Nitrógeno total

Se realiza quemando la muestra a 950°C en un analizador elemental EuroVector

EuroEA 3000 (Paredes y col., 1996).

Mineralización de la muestra

Se realiza del mismo modo que para el material vegetal descrito en el apartado

anterior.

Fósforo total


anterior.

Elementos totales


anterior.

3.4.4. Métodos analíticos en agua de riego

pH

La determinación del pH de una muestra de agua se basa en la medida de la

diferencia de potencial existente entre un electrodo de vidrio y el electrodo de

referencia calomelanos (Hg2Cl2 (sat), KCl(xF)/Hg) sumergidos en una misma solución.

Esta diferencia de potencial es función lineal de la actividad de los iones hidrógeno

presentes en la muestra problema a una temperatura dada.



74

Para obtener la medida de pH de la muestra de agua, introducir en ella el electrodo de

vidrio combinado y la sonda de temperatura del pH-metro, esperar un minuto y

proceder directamente a la lectura, anotando esta, cuando sea estable. La medida del

pH se expresa en unidades de la escala de pH.


La conductividad de una solución se determina midiendo su resistencia eléctrica. El

tipo más sencillo de célula conductimétrica utilizada consta de dos electrodos similares.

La tensión alterna aplicada a uno de los electrodos hace que los iones que se encuentran

en la solución se muevan en dirección a dicho electrodo. Mientras más iones haya en la

solución, mayor será la corriente que fluye entre los mismos. El conductímetro calcula

en base a la corriente medida y a la ley de Ohm la conductancia de la solución y luego,

tomando en cuenta los datos de la célula, la conductividad.

Para obtener la CE de la muestra, introducir en ella la célula de conductividad y la sonda

de temperatura; seleccionar en el conductímetro el rango de medida y proceder a la

lectura hasta que el valor que aparezca en pantalla permanezca constante. La

conductividad eléctrica se expresa normalmente en dS/m o mS/cm.

Calcio

Esta determinación está basada en la capacidad de los iones calcio en formar un

complejo tipo quelato (CaY2-) con la sal disódica del ácido etilendiaminotetraacético,

EDTA, en un medio tamponado a pH 12, para que los iones Mg2+ precipiten en forma de

hidróxido y no intervengan en la reacción. El indicador utilizado en la valoración es el

murexida, el cual forma con el calcio un complejo (CaIn-) de color rosa. Durante la

valoración el EDTA (HY3-) reacciona primero con los iones Ca2+ libres y posteriormente,

con el Ca2+ complejado con el indicador (CaIn-). El punto final de la valoración viene

indicado por el viraje de color, de la disolución, de rosa a malva (APHA; AWWA; WPCF.

1989).



75

Dureza total

La dureza de un agua se define como la concentración de carbonato cálcico que es

químicamente equivalente a la concentración de cationes multivalentes (principalmente

calcio y magnesio) del agua.

Su determinación se basa en la capacidad de los iones calcio y magnesio de formar un

complejo tipo quelato con la sal disódica del ácido etilendiaminotetraacético (EDTA), en

una disolución acuosa a pH 10. El indicador utilizado en la valoración es el negro de

eriocromo T, el cual forma con el magnesio un complejo de color rojo vino (MgIn-).

Durante la valoración el EDTA (HY3-) reacciona primero con los iones Ca2+ y Mg2+ libres y

posteriormente con el Mg2+ complejado con el indicador. El punto final de la valoración

viene indicado por el cambio de color de rojo vino a azul (APHA; AWWA; WPCF. 1989).

Magnesio

El magnesio se determina a partir de la dureza y de la concentración de calcio

mediante la siguiente ecuación:

[ Ca2+ ] * 2,5 + [ Mg2+ ] * 4,12 Dureza (ºF) = ———————————————

10

donde las concentraciones de los cationes calcio [ Ca2+ ] y magnesio [ Mg2+ ] vienen

expresadas en mg / L (APHA; AWWA; WPCF. 1989).

Sodio y potasio

Se determinaron mediante fotometría de llama del mismo modo que para residuos

orgánicos y composts.

Carbonato y bicarbonato

Los carbonatos y bicarbonatos de una muestra de agua se determinan por

neutralización de un cierto volumen de ella con ácido mineral patrón, en presencia de

indicadores ácido-base. El indicador utilizado para valorar los carbonatos es la

fenolftaleína, el punto final de la valoración (pH 8,3) viene indicado por el cambio de



76

color de la disolución de rosa a incoloro. El indicador utilizado para valorar los

bicarbonatos es el naranja de metilo, el punto final de la valoración (pH 4,3) viene

indicado por el cambio de color de la disolución de amarillo a naranja (AENOR. 1997).

Cloruro

Los iones cloruro de una muestra de agua neutra o ligeramente alcalina, se

determinan precipitándolos como cloruro de plata (AgCl), con una disolución valorada

de nitrato de plata. El volumen de reactivo gastado en la valoración es directamente

proporcional a la concentración de cloruro en la muestra. El indicador utilizado en esta

volumetría de precipitación es el cromato de potasio. Una vez precipitado todo el

cloruro, como cloruro de plata (precipitado blanco), el ión cromato, de color amarillo,

reacciona con la plata formando un segundo precipitado de cromato de plata (Ag2CrO4),

de color rojo, que indica el punto final de la valoración.

Sulfato

Este método se basa en la precipitación de los iones sulfato de una muestra de agua

como sulfato de bario (BaSO4), por adición de una disolución de cloruro de bario. La

precipitación se realiza en medio ácido clorhídrico, cerca de la temperatura de ebullición

y, tras un periodo de digestión, el precipitado se filtra, se lava, se somete a combustión

seca y se pesa como BaSO4.

3.4.5. Métodos estadísticos

A nivel estadístico, en el presente trabajo fin de grado se han realizado diferentes

estudios estadísticos para poder obtener conclusiones de los datos disponibles.

Una de las principales cuestiones es determinar el efecto que los diferentes

tratamientos/escenarios fertilizantes tienen sobre la producción-rendimiento, sobre el

suelo receptor de dichos tratamientos etc. Para ello, se realizó un análisis estadístico

ANOVA de una sola vía donde se clasificaron los tratamientos fertilizantes haciendo uso

de una clave estadística, como podemos observar en la Tabla 3.7.



77

Tabla 3.7. Clave estadística asociada a cada escenario de fertilización.

Escenario de fertilización Clave estadística

Fert. Inorgánica NPK 15-15-15 (NOLI) 1

Fert. Inorgánica 21%N (LI-2) 2

Fertirrigadas (FERTI) 3

Lodo EDAR (LO) 4

Estiércol Vacuno (EST) 5

Vermicompost (VT) 6

Compost Lodo EDAR+ HP 40/60 ms (HP) 7

Compost Lodo EDARI +HP 40/60 ms (HP-2) 8

4. RESULTADOS Y DISCUSIÓN


de eneldo: implicaciones a nivel agronómico y medioambiental 4. Resultados y discusión

79

4. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

4.1. PRODUCCIÓN DE BIOMASA

Los valores de producción de biomasa fresca de la parte aérea de las plantas de

eneldo de los distintos tratamientos fertilizantes han presentado diferencias

significativas (Tabla 4.1.); siendo el tratamiento fertilizado mediante fertirrigación (de

uso comercial) el que ha obtenido una producción mayor (28,9 t ha-1). Sin embargo, el

tratamiento FERTI no tuvo diferencias estadísticas significativas respecto a los

tratamientos fertilizantes de vermicompost, compost HP, compost HP-2 y el lodo de

EDAR, que además obtuvieron una producción de biomasa fresca muy cercana entre

ellos con 26,2 t ha-1, 25,8 t ha-1, 26,3 t ha-1 y 25,6 t ha-1, respectivamente.

Si comparamos la producción obtenida entre los diferentes bloques fertilizantes

(fertilizantes orgánicos estabilizados, fertilizantes orgánicos frescos y fertilizantes

inorgánicos), los tratamientos orgánicos bioestabilizados han obtenido una producción

equiparable a los tratamientos inorgánicos, aunque obteniendo valores superiores al

fertilizante con inhibidor de la nitrificación (LI-2) y al tratamiento convencional NPK 15-

15-15 (NOLI) con una producción de 22,4 t ha-1 y 22,1 t ha-1, respectivamente.

Los tratamientos que han obtenido el peor rendimiento productivo han sido el estiércol

y el cultivado sin fertilización (control), con un valor idéntico de 20,6 t ha-1 para ambos.

La exigua producción del tratamiento con estiércol vacuno pudo ser debida a: 1) un

mayor desequilibrio en su contenido NPK con respecto a las necesidades nutricionales

del eneldo que provocase la deficiencia de alguno de estos elementos; 2) la propia

naturaleza del tratamiento que dificulta una homogénea aplicación en las subparcelas;

3) un posible efecto fitotóxico sobre la germinación de las semillas de eneldo, ya que el

alto contenido en N-NH4+ presente en este tipo de residuos ganaderos (Birksmore y col.,

2009) ha demostrado tener un efecto negativo sobre la germinación y primeros estadios

de plantas herbáceas como raygrass (Lolium perenne) o trébol rojo (Trifolium pratense)

(Ramírez y col., 2008).

En cuanto a la climatología, las condiciones climáticas durante el experimento fueron

adecuadas para el desarrollo del cultivo, ya que a esta esta especie le favorecen los



80

climas templado-cálidos. Además, el periodo de plantación fue el apropiado para el lugar

(entre febrero y marzo) dada la climatología del mismo.

Un aspecto a tener en cuenta para la valorización de los datos de biomasa total obtenida

es el tiempo de cultivo, ya que indudablemente ciclos de cultivos más extensos generan

producciones más cuantiosas. Las plantas de eneldo en el experimento fueron

cosechadas 55 días después de la siembra, puesto que la finalidad era la obtención de

la parte vegetativa de estas. El ciclo de cultivo más empleado con el objetivo de que las

semillas no se hayan desarrollado y las plantas tengan el mayor contenido posible de

compuestos volátiles es de entre 50 y 60 días (Kadbe, 2016).

El contenido en humedad de las plantas (datos no mostrados) no presentó diferencias

significativas entre tratamientos; esto mismo ha sido observado en otro trabajo similar

en el que se planteaban varios escenarios de fertilización orgánica junto a la fertilización

inorgánica en el cultivo de tabaco (Nicotiana tabacum) (Sáez y col., 2013).

Resulta de especial interés que las plantas de eneldo obtengan el mayor contenido

posible de materia de seca, ya que esta parte atesora los elementos aromáticos y

medicinales de esta planta, como los aceites esenciales. Cabe mencionar también que,

el contenido de materia seca de los distintos tratamientos fertilizantes difiere en orden

de cantidad respecto a la biomasa total en fresco (Tabla 4.1.).

Tabla 4.1. Producción de biomasa aérea.

Tratamiento Biomasa aérea (t/ha)

sobre materia fresca sobre materia seca

Control (B) 20,6 a 2,26 ab Fert. Inorgánico NPK 15-15-15 (NOLI) 22,1 ab 2,39 abc Fert. Inorgánico 21%N (LI-2) 22,4 abc 2,40 abc Fertirrigación (FERTI) 28,9 d 2,72 cd Estiércol Vacuno (EST) 20,6 a 2,20 a Lodo EDAR (LO) 25,6 bcd 2,66 bcd Vermicompost (VT) 26,2 cd 2,89 d Compost Lodo EDAR+ HP 40/60 ms (HP) 25,8 bcd 2,76 cd Compost Lodo EDARI +HP 40/60 ms (HP-2) 26,3 cd 2,81 cd

F-anova 11,5 *** 6,7 *** HP: hoja de Phoenix dactilifera, *** Significativo a P< 0,001, ** a P< 0,01, NS no significativo, Los valores seguidos

de la misma letra no son estadísticamente significativos (test Tukey-b a P<0,05)

El tratamiento con mayor contenido de materia seca por hectárea ha sido el

vermicompost, con una producción de 2,89 t ha-1. En los tratamientos con compost el



81

contenido de materia seca de las plantas de eneldo fue alto también, con una

producción de 2,76 t ha-1 para (HP) y 2,81 t ha-1 para (HP-2). Los dos tratamientos

inorgánicos NPK 15-15-15 (NOLI) y el abono con inhibidor de la nitrificación (LI-2) han

tenido resultados muy similares entre ellos, e inferiores a las enmiendas orgánicas

bioestabilizadas, con valores de 2,39 t ha-1 y 2,40 t ha-1, respectivamente. Los resultados

más bajos en contenido de materia seca, como en el caso de la biomasa aérea total en

fresco, han resultado ser: el cultivo sin fertilización (B), con 2,26 t ha-1 y el estiércol

vacuno (EST) con 2,20 t ha-1; algo parecido fue reportado por Fjelkner-Modig y col.

(2000) quien encontró una mayor producción en peso seco en el cultivo de eneldo con

sistema de fertilización orgánica que con fertilización mineral, aunque no encontró

diferencias significativas a nivel sensorial para el eneldo cosechado desde ambos

sistemas de fertilización.

Producción biomasa fresca

B NOLI LI-2 FERTI LO EST VT HP HP2

Pro

du

cc

ión

B

iom

as

a (

To

nela

da

s/h

a s

.m.f.)

0

5

10

15

20

25

30

35

a

ab abc

d

bcd

a

cdbcd cd

Figura 4.1. Producción de biomasa aérea fresca del eneldo para los tratamientos

control (B), fertilizante inorgánico NPK 15-15-15 (NOLI), fertilizante inorgánico 21%N con inhibidor de la nitrificación (LI-2), estiércol vacuno (EST), lodo EDAR (LO),

vermicompost (VT), compost de Lodo EDAR+ HP 40/60 ms (HP) y compost de Lodo EDARI+ HP 40/60 ms (HP-2). Las barras de error indican la desviación estándar. Valores con distintas letras indican diferencias significativas entre tratamientos según el Test

de Tukey a P<0,05.

Por consiguiente, el vermicompost y los dos compost tienen un rendimiento de biomasa

total superior al fertilizante inorgánico clásico NPK 15-15-15 (NOLI) y al fertilizante con



82

inhibidor de la nitrificación (LI-2), comúnmente empleado en hortalizas de hoja verde

para evitar concentraciones de NO3- superiores a 3500 mg/kg en hoja, límite establecido

a nivel comunitario por el Reglamento 1881/2006 modificado por el Reglamento

1258/2011 para su posterior comercialización, aunque inferior al rendimiento obtenido

en el cultivo fertirrigado. Asimismo, estos tratamientos son los que mejores resultados

han conseguido en cuanto al contenido de materia seca, aspecto sumamente relevante

al ser el eneldo una planta cuya principal vía de comercio se basa en la venta del material

seco y molido como especia o aderezo para la cocina. El-Zaeddi y col. (2017) en un

estudio de campo sobre cultivo de eneldo con diferentes densidades de plantación y

dosis de riego, obtuvo una producción media (22,3 t/ha) algo más baja que la obtenida

en este estudio (24,3 t /ha), además observó que al aumentar la dosis de riego se veían

afectadas tanto la producción total de biomasa como el contenido en compuestos

volátiles de las plantas cultivadas, mientras que con el aumento de la densidad de

plantación también se observó una relación inversa con la producción de biomasa total

pero el contenido en compuestos volátiles de las plantas aumentó.

http://eur-lex.europa.eu/LexUriServ/site/es/oj/2006/l_364/l_36420061220es00050024.pdf



83

4.2. ESTADO NUTRICIONAL DE LAS PLANTAS

Se ha determinado la concentración de macronutrientes (P y K), así como la

concentración de NO3- y de Na de la masa aérea de las plantas, mostrando diferencias

significativas entre las plantas cosechadas en los distintos tratamientos empleados en el

experimento, que van a ser analizadas a continuación (Tabla 4.2.). Los nutrientes

extraídos del suelo y los fertilizantes son uno de los factores ambientales más

importantes, ya que afectan a las características cuantitativas y cualitativas de las

plantas con propiedades medicinales (Sharafzadeh, 2011). En concreto, el escenario

(densidad de plantación y la dosis de fertilización y riego) es un factor clave en relación

al rendimiento del cultivo de eneldo y la cantidad y composición de los compuestos

volátiles presentes en el mismo (El-Zaeddi y col., 2017).

Como se puede apreciar en la Tabla 4.2., el tratamiento más eficiente en cuanto a la

extracción de nitratos (NO3-) por parte de la planta ha sido el correspondiente al

fertilizante inorgánico con inhibidor de la nitrificación (LI-2), con una concentración en

la parte aérea (5378 mg kg-1) muy superior al resto de tratamientos; el cultivo

fertirrigado (FERTI) también tiene una concentración significativamente superior al

resto de tratamientos. Los tratamientos orgánicos frescos han resultado los menos

eficientes, presentando unas concentraciones de NO3- significativamente inferiores a los

cultivos fertilizados de forma inorgánica, incluso menores que las plantas control.

Birkmose (2009) encontró que la utilización de N de un lodo anaerobio en cebada y trigo

(4-5 meses de cultivo) puede llegar al 80% del N total aplicado, mientras que en el caso

del uso de estiércol vacuno la tasa de utilización alcanzó el 45% para estos mismos

cultivos. Sin embargo, no hay que olvidar que una fracción importante del N contenido

en los lodos anaerobios y en el estiércol vacuno se encuentra como nitrógeno orgánico

(Chadwick y col., 2000), el cual debe ser mineralizado para poder ser asimilado por las

plantas. Este hecho, unido a la baja tasa de mineralización de los estiércoles vacunos

tras su aplicación a suelo (2%) a corto plazo (Chadwick y col., 2000) pudo ser la causa de

la baja eficiencia de extracción de N por las plantas en los tratamientos con fertilizantes

orgánicos frescos.



84

Por otro lado, los tratamientos con fertilizantes orgánicos estabilizados se mostraron

más eficientes que los fertilizantes orgánicos frescos, pero menos que los tratamientos

con fertilización inorgánica; una posible causa de este bajo rendimiento pudo ser la

pérdida de nitratos por lixiviación debido a su alta solubilidad (Sánchez-Monedero,

2001) o por desnitrificación (Chadwick, 2000). Si atendemos a la concentración de N-

NO3- en hoja de eneldo reportados en otros trabajos, Tamme y col. (2010) encontraron

un rango de concentración (2670-5290 mg N-NO3-) en eneldo en un estudio sobre la

comercialización de diferentes especies vegetales, comparando con los resultados

obtenidos durante este ensayo, la concentración de los tratamientos FERTI, NOLI y LI-2

estarían dentro del citado rango, mientras que las plantas cosechadas de los

tratamientos HP, HP-2, LO, VT y EST quedarían por debajo del mismo.

Las plantas de eneldo que mejor rendimiento tuvieron en la extracción de P han sido las

fertilizadas con el abono con inhibidor de la nitrificación (LI-2), seguido de las fertilizadas

con estiércol, vermicompost y compost HP. De forma general, las plantas de eneldo

abonadas con fertilizantes orgánicos estabilizados han presentado un contenido

superior de P a los tratamientos inorgánicos, excepto el LI-2. El peor rendimiento de

extracción de P lo ha mostrado el cultivo fertirrigado (FERTI), pudiendo ser debido a que

se ha suministrado menor cantidad de este elemento al poder dosificarse cada uno de

ellos de manera independiente. Quizás el P en formas inorgánica aplicado en los

tratamientos FERTI, LI-2 y NOLI se inmovilizó en parte por la presencia de calizas en el

suelo, formando fosfatos de calcio insolubles (Mengel y Kirkby, 2001), sin embargo las

formas orgánicas proporcionadas por los fertilizantes orgánicos pudieron evitar o

ralentizar dicha precipitación/insolubilización. El fósforo, aunque es un nutriente

esencial durante todo el cultivo, es un elemento clave para la floración y el cuajado de

los frutos (Ramos y Pomares, 2010), períodos fenológicos inexistentes en ciclos de

cultivos cortos. A pesar de las diferencias entre tratamientos ninguno de las plantas

cultivadas mostro síntomas de deficiencia de P como color verde intenso, enanismo,

puntas de hojas necróticas, etc.

A pesar de la creencia clásica de que el potasio (K) solamente es necesario a partir del

periodo de floración, es necesario durante todo el ciclo de cultivo. En la planta es un



85

elemento muy móvil y juega un papel múltiple. El K mejora la actividad fotosintética;

aumenta la resistencia de la planta a la sequía, heladas, plagas y enfermedades;

promueve la síntesis de lignina, favoreciendo la rigidez y estructura de las plantas;

favorece la formación de glúcidos en las hojas a la vez que participa en la formación de

proteínas (García-Serrano, 2010). El contenido en K no ha diferido en grandes

cantidades entre tratamientos, siendo el de mayor contenido en K el cultivo fertirrigado

(FERTI) y el fertilizante con inhibidor de la nitrificación (LI-2), con valores similares a los

fertilizantes orgánicos, y el de menor contenido en K el del cultivo sin fertilización.

La extracción de Na también se ha evaluado con el fin de analizar el efecto de las

enmiendas orgánicas sobre la alcalinización del suelo y la transferencia a las plantas. El

sodio (Na) es uno de los principales cationes que componen las sales solubles, que dan

lugar a la salinidad del suelo. La salinidad en el suelo y/o del agua de riego es también

un serio problema ambiental que puede causar cambios drásticos en el crecimiento, el

metabolismo y la productividad de los cultivos (Jaleel y col., 2008). El contenido de sodio

en las plantas de eneldo no muestró diferencias significativas en los tratamientos

aplicados.

De forma general, el tratamiento que mostró mejor rendimiento de extracción de

macronutrientes del suelo fue el LI-2. Sin embargo, este tratamiento fue uno de los que

presentaron un menor rendimiento de biomasa aérea.

Tabla 4.2. Estado nutricional del eneldo cosechado en función del tratamiento aplicado.

Tratamiento NO3- Nutrientes primarios y Na

(µg NO3-/g)1 (g P/kg) (g K/kg) (g Na/kg)

Control (B) 829 ab 1,63 b 73 a 11.2a Fert. Inorgánico NPK 15-15-15 (NOLI) 1373 b 1,75 b 78 ab 11.1a Fert. Inorgánico 21%N (LI-2) 5378 d 2,01 c 84 b 11.1a Fertirrigación (FERTI) 2896 c 1,37 a 85 b 12.7a Estiércol Vacuno (EST) 201 a 1,87 bc 75 ab 11.1a Lodo EDAR (LO) 649 a 1,63 b 80 ab 11.6a Vermicompost (VT) 469 a 1,77 bc 77 ab 10.8a Compost Lodo EDAR+ HP 40/60 ms (HP) 703 a 1,81 bc 79 ab 11.1a Compost Lodo EDARI +HP 40/60 ms (HP-2) 505 a 1,76 b 78 ab 11.1a

F-anova 108 *** 9,53 *** 2,86 * NS 1. Datos expresados sobre materia seca. HP: hoja de Phoenix dactilifera, *** Significativo a P< 0,001, ** a P< 0,01, NS no significativo, Los valores seguidos de la misma letra no son estadísticamente significativos (test Tukey-b a P<0,05)



86

4.3. EMISIÓN DE GASES DE EFECTO INVERNADERO DEL SUELO

Los datos obtenidos en la medida de emisión de GEI llevada a cabo, revelaron

diferencias entre los flujos de emisión de los gases evaluados (CO2, CH4 y N2O) así como

entre los diferentes tratamientos fertilizantes aplicados (Tabla 4.3.).

Tabla 4.3. Emisión acumulada de gases de efecto invernadero (CO2, CH4 y N2O) en el suelo.

Tratamiento CO2 kg C-CO2/ha

N2O mg N- N2O/ha

CH4 kg C-CH4/ha

Control (B) 227 ab 89 a -0,12 a Fert. Inorgánica NPK 15-15-15 (NOLI) 266 ab 318 b -0,08 ab Fert. Inorgánica 21%N (LI-2) 249 b 189 a -0,11 a Fertirrigadas (FERTI) 195 a 81 a -0,04 ab Lodo EDAR (LO) 382 f 1812 c 0,16 c Estiércol Vacuno (EST) 326 de 109 a 0,00 ab Vermicompost (VT) 349 f 130 a 0,06 bc Compost Lodo EDAR+ HP 40/60 ms (HP) 287 ab 120 a -0,07 ab Compost Lodo EDARI +HP 40/60 ms (HP-2) 311 cde 131 a -0,06 ab

F-anova 27*** 336*** 7,7*** HP: hoja de Phoenix dactilifera, *** Significativo a P< 0,001, **; P< 0,01, NS; no significativo, Los valores seguidos


Los resultados obtenidos de la emisión acumulada de dióxido de carbono (CO2) han sido

muy variables, siendo el cultivo fertirrigado el que ha obtenido una menor emisión

acumulada (195 kg C-CO2/ha), aunque sin diferencias significativas con el control, NOLI

y compost HP. El lodo EDAR (LO) y el vermicompost (VT) han sido los tratamientos con

las emisiones más elevadas (382 y 349 kg C-CO2/ha, respectivamente).

Como se puede observar en la Figura 4.2, la emisión de CO2 durante los primeros 10 días

fue muy alta para los tratamientos VT y LO, después de los cuales, la emisión de VT se

redujo hasta valores similares a los de los demás tratamientos, mientras que las

emisiones del tratamiento LO se mantuvieron altas hasta el día 25 de ensayo.

Probablemente, el mayor contenido en compuestos orgánicos lábiles del lodo de EDAR,

si lo comparamos con los demás tratamientos orgánicos, pudo ser el responsable de

esta mayor emisión de CO2 durante los primeros días de ensayo. Posteriormente, a partir

del día 30 de ensayo todos los tratamientos fueron aumentando uniformemente la

emisión de CO2 hasta el final del mismo, lo que pudo ser debido en parte a la respiración

e intercambio gaseoso del sistema radicular de las plantas de eneldo. Por otro lado, el

tratamiento VT pudo estimular la microbiota del suelo, a través del aporte de nitrógeno



87

orgánico y nutrientes esenciales (Bernal y col., 1998) provocando un aumento en la

actividad metabólica de los mismos al inicio del ensayo, lo cual se vio reflejado en una

mayor producción y emisión de CO2; esto además podría explicar por qué las parcelas

con tratamiento VT fueron las únicas en las que se observó un descenso del COT entre

el inicio y el final del experimento, debido a la mineralización de parte de este COT

contenido en el suelo. Este comportamiento ha sido observado en otros trabajos sobre

aplicación de enmendantes orgánicos a suelo, de la Fuente y col., (2011) detectaron un

aumento en la emisión de CO2 tras el aporte de enmiendas de naturaleza orgánica en

un suelo de textura franco-arcilloso.

Figura 4.2. Emisiones puntuales de CO2 en mg C-CO2 m2/día, medidas durante el desarrollo del experimento.



88

Figura 4.3. Emisión acumulada de CO2 en mg C-CO2/m2 en función del tratamiento.

Tanto la emisión diaria como la acumulada de óxido nitroso (N2O) han sido muy bajas

para la mayoría de tratamientos (Figura 4.4 y 4.5).

En climas mediterráneos, existen dos sistemas principales de cultivo claramente

diferenciados: cultivos de secano y de regadío. Los sistemas de secano, principalmente

basados en cultivos de invierno, se caracterizan por largos periodos de baja humedad y

temperatura media en el suelo baja, lo cual reduce la actividad microbiana y con ello los

flujos de emisión de N2O. Los cultivos de regadío, sin embargo, debido a sus

características, sí que promueven los procesos de formación de N2O, de forma que las

principales variables que afectan a la emisión de N2O en estos sistemas de cultivo son el

aporte de agua (frecuencia y sistema de irrigación) que provoca condiciones fluctuantes

seco-húmedo en el suelo, y la forma de aplicación del material fertilizante (Sanz-Cobeña

y col., 2017).

Atendiendo a los resultados de emisión de N2O, no se encontraron diferencias

estadísticamente significativas entre tratamientos, salvo para el tratamiento NOLI,

abonado con fertilizante convencional NPK 15-15-15, y para las parcelas tratadas con

lodo de EDAR en las que los valores de emisión de N2O fueron muy superiores al resto,

especialmente durante los primeros 30 días de experimento. En general, se puede



89

observar cierta relación entre el ratio N-NH4+/ N-NO3

- en los materiales aportados y el

flujo de emisión de N2O, de modo que los materiales con mayor contenido de nitrógeno

en forma amoniacal (LO, NOLI y LI-2) han sido los que arrojaron valores más altos de

emisión, lo cual da idea de que la emisión de N2O estuvo principalmente asociadas a

procesos de nitrificación.

El N2O se produce durante los procesos de nitrificación (oxidación del amonio a nitrato)

y durante la desnitrificación (reducción del nitrato a nitrógeno gas). Hasta hace unos

años se creía que el N2O se producía principalmente durante el proceso de

desnitrificación pero estudios recientes demuestran que son las bacterias nitrificantes,

en concreto, las bacterias amonio-oxidantes, las principales responsables de estas

emisiones. Estas bacterias pueden producir pero no consumir el N2O, lo que las hace

productoras netas de este potente gas de efecto invernadero.

La oxidación del ion amonio a nitrato (nitrificación) tiene lugar en dos etapas:

1. Nitrosación: transformación de amoniaco a nitrito. Bacterias Nitrosomonas.

NH4+ + 1,5 O2 NO2

- + 2H+ + H2O + (58-84 kcal)

2. Nitrificación: transformación de nitrito a nitrato. Bacterias Nitrobacter.

NO2- + 0,5 O2 NO3

- + (15-21 kcal)

Oxidación global: NH4+ + 2 O2 NO3

- + 2H+ + H2O

La desnitrificación es llevada a cabo por bacterias heterótrofas facultativas, en

condiciones anóxicas (ausencia de oxígeno) en estas condiciones el nitrato es

transformado en N2.

Secuencia de la reducción: NO3- NO2

- NO N2O N2

Reducción global: NO3- +

5

6 CH3OH

1

2 N2 +

5

6 CO2 +

7

6 N2O + OH-

Comparando los resultados obtenidos en los tratamientos con fertilización inorgánica,

se puede observar que en el caso del tratamiento FERTI los valores de emisiones fueron

los más bajos de todo el experimento, debido a que con este tratamiento no se aportó



90

N-NH4+. Respecto a NOLI y LI-2, con una proporción de N-NH4

+ aportada parecida, las

emisiones fueron mayores en las parcelas tratadas con NOLI, esto pudo ser

consecuencia de la presencia de sustancias inhibidoras de la nitrificación (3,4-

dimetilpirazol fosfato) en el fertilizante LI-2, ya que estas sustancias se han mostrado

eficaces en la mitigación de emisión de N2O en un suelo. Según Huérfano y col. (2015)

entre el 30-50% de las emisiones de N2O pueden mitigarse por el uso de fertilizantes

inhibidores de la nitrificación.

Figura 4.4. Emisiones puntuales de N2O en mg N-N2O m2/d medidas durante el desarrollo del experimento.

La IPCC (2006) proporciona una guía metodológica que sirve para realizar los inventarios

de emisión de GEI a nivel nacional. En el Nivel 1 de esta guía se propone por defecto un

factor de emisión (EFN2O) de N2O del 1% del NT para cultivos de regadío en áreas de clima

mediterráneo. En otros trabajos sobre horticultura en ambientes mediterráneos se ha

reportado la idea de que el factor de emisión del 1% aconsejado por defecto por la IPCC

sobreestima la emisión de este gas en áreas mediterráneas (Aguilera y col., 2013b;

Cayuela y col., 2017), puesto que en experiencias de campo los ratios de emisión

encontrados son muchos menores (0,18%) (Cayuela y col., 2017). Esto parece estar en

concordancia con los ratios de emisión medidos en este trabajo (VT 0,15%, HP 0,14 %,

HP-2 0,14 %, NOLI 0,34 %, LI-2 0,20 %) , lo cual sería indicativo de que la emisión de N2O

no guarda una relación directa con la cantidad de Nitrógeno aplicado (Philibert y col.,



91

2012), si no que más bien depende de otros factores como la metodología de manejo

(Bouwman y col., 2002), el sistema de irrigación (Cayuela y col., 2017) o las formas de

nitrógeno aplicadas, lo cual va a depender de la naturaleza del material fertilizante.

Figura 4.5. Emisión acumulada de N2O en mg N-N2O/m2 en función del tratamiento.

Los flujos de emisión de metano (CH4) han presentado diferencias significativas entre

tratamientos, mostrando la mayoría de ellos un balance negativo de emisión acumulada

durante el experimento al darse en estos suelos un efecto sumidero de CH4 debido a la

creación de las condiciones necesarias para que se produzcan procesos de metanotrofía,

donde en condiciones aerobias el metano es convertido en CO2 por la actividad

enzimática de bacterias metanotróficas aerobias que usan el metano como fuente de C

y energía para su crecimiento (Dedysh and Dunfield, 2011). Los tratamientos que han

tenido un efecto sumidero significativamente mayor han sido el abonado con fertilizante

con inhibidor de la nitrificación y el tratamiento blanco (-0,11 y -0,12 kg C-CH4/ha,

respectivamente); este efecto ha sido reportado en otros trabajos sobre suelos de

ambientes mediterráneos (Sánchez-Martín y col., 2010; Mejide y col., 2016). En un suelo

de uso agrícola Liu y col. (2017) también observaron una mayor oxidación de CH4 en el

suelo control sin fertilización, lo cual fue atribuido a una menor actividad microbiana en

estos suelos y una mayor rapidez de desecado de los mismos, lo que permite una mejor



92

o más rápida difusión del CH4 en el suelo. Este efecto sumidero de CH4 en suelos

agrícolas ha sido relacionado con varios factores: 1) tipo de suelo (Le Mer y Roger., 2001;

Tate., 2015), que va a influir en el buen drenaje y porosidad del mismo; 2) tasa de

fertilización de N (Van Kessel y col., 2013), ya que otras bacterias implicadas en el ciclo

del N pueden competir con las bacterias metanotrofas por el oxígeno; 3) el tipo de riego

(Liang y col., 2016), el tipo de riego por inundación produce una mayor saturación del

suelo que puede llevar a la formación de micrositios anaerobios; 4) o la temperatura del

suelo (Liu y col., 2017), existe una relación directa entre el aumento de temperatura y la

producción de CH4.

Los únicos tratamientos que presentaron una emisión acumulada positiva han sido el

vermicompost y el lodo de EDAR, siendo este último el que tiene un valor más alto (0,16

kg C-CH4/ha); algo parecido fue observado por Liu y col. (2016) en un estudio sobre

emisión de CH4 en suelos de uso agro-pastoral, en el que también detectaron una mayor

producción de CH4 en el suelo al aplicar fertilizantes orgánicos frescos.

Figura 4.6. Emisión acumulada de CH4 en kg C-CH4/ha en función del tratamiento.



93

Figura 4.7. Emisión acumulada de CH4 en mg C-CH4/m2 en función del tratamiento.



94

4.4. EFECTO DE LOS TRATAMIENTOS SOBRE LOS PARÁMETROS DEL SUELO

Los parámetros del suelo evaluados que se muestran a continuación fueron

analizados al inicio (día 0) y al final del experimento (día 55).

4.4.1. Evaluación de la variación del pH y la CE

Los efectos de los tratamientos fertilizantes sobre el pH y la CE del suelo al inicio y al

final del cultivo del eneldo se muestran en la Tabla 4.4. Los valores de pH del suelo

disminuyeron ligeramente respecto al control, siendo todos básicos. El pH del suelo en

todos los tratamientos disminuyó ligeramente al inicio con la incorporación de los

fertilizantes, independientemente de su naturaleza; dicha disminución fue más marcada

en el tratamiento con compost (HP), probablemente debido a que este fertilizante

también tenía el valor más bajo de pH del ensayo (5,8). La presencia de carbonatos y

caliza le confieren un efecto tampón del pH muy importante, de ahí su resistencia a los

cambios.

De forma generalizada, al final del experimento, el pH del suelo de los distintos

tratamientos disminuyó su valor respecto al comienzo del mismo. Hecho que se observó

de forma más acentuada en los tratamientos NOLI, LI-2 y EST, probablemente como

consecuencia de la acción más intensa de bacterias nitrificantes que pueden consumir

alcalinidad debido a su ruta metabólica, según se ha demostrado en otros estudios

(Sánchez-Monedero y col., 2001). El suelo con el tratamiento de compost (HP) fue el

único que incrementó su valor al final del ciclo de cultivo, siendo este el que obtuvo al

comienzo el valor más bajo, finalizando el experimento con un pH muy similar al control

(7,99).

Los tratamientos inorgánicos sólidos (NOLI y LI-2) y los orgánicos bioestabilizados (HP,

HP-2 y VT) aumentaron, sobre todo los primeros, la conductividad eléctrica del suelo

respecto al control, al inicio del experimento. El valor de CE de los suelos de los

tratamientos orgánicos frescos no mostró diferencias estadísticas significativas en

comparación al control.



95

Urbano (1995) establece para una CE, medida en el extracto 1:5 de entre 0,65 y 1,15

dS/m un nivel medio de salinidad, con la necesidad de tomar precauciones en cultivos

sensibles. Todos los tratamientos incrementaron el rango de salinidad del suelo,

pasando de “no salino” (CE1:5 <0,35 dS/m) a “ligeramente salino (CE1:5 <0,65 dS/m) en el

caso de los fertilizantes orgánicos (LO, EST, VT, HP y HP-2) y a “salino” (CE1:5 0,65-1,15

dS/m) para el resto.

Al final del experimento, el valor de la conductividad eléctrica del suelo de los diferentes

tratamientos se incrementó, especialmente en el tratamiento NOLI, probablemente

debido a una sobrefertilización del mismo. Todos los tratamientos aumentaron el rango

de salinidad del suelo, pasando de “no salino” (CE1:5 <0,35 dS/m) a “salino (CE1:5 0,65-

1,15 dS/m) en el caso de los fertilizantes NOLI, VT y HP y a “ligeramente salino” para el

resto, incluido el control; sería necesario el estudio de la evolución del suelo durante

varios ciclos de cultivo para determinar si esto podría suponer un riesgo de salinización

del suelo a largo plazo. En el tratamiento inorgánico con inhibidor de la nitrificación

(FERTI) fue en el único que se observó una disminución de la conductividad eléctrica

durante el ciclo de cultivo.

El aumento de la CE es una de las principales limitaciones que plantea el uso de

materiales orgánicos en el suelo. Scott y col. (2016) justifica el aumento de la salinidad

del suelo con la solubilización directa de iones y a la liberación de nutrientes minerales

solubles con la mineralización del compost, en la misma línea que lo indicado por

Bonanomi y col. (2014) y Chang y col. (2007).

Tabla 4.4. Evolución del pH y de la CE en el suelo durante el experimento.

Tratamiento pH CE (dS/m) 0d 55d 0d 55d

Control (B) 8,39 c 7,99 bc 0,33 a 0,57 b Fert. Inorgánico NPK 15-15-15 (NOLI) 8,29 bc 7,87 a 0,67 c 0,90 d Fert. Inorgánico 21%N (LI-2) 8,19 bc 7,85 a 0,73 d 0,56 b Fertirrigación (FERTI) 8,22 bc 8,18 d 0,32 a 0,45 a Lodo EDAR (LO) 8,18 bc 8,17 d 0,37 a 0,59 bc Estiércol Vacuno (EST) 8,26 bc 7,99 bc 0,39 a 0,57 bc Vermicompost (VT) 8,18 bc 8,06 c 0,57 b 0,66 c Compost Lodo EDAR+ HP 40/60 ms (HP) 7,94 a 7,97 abc 0,58 b 0,67 c Compost Lodo EDARI +HP 40/60 ms (HP-2) 8,11 bc 8,04 bc 0,51 b 0,59 bc

F-anova 7,7 *** 14,4 *** 57,3 *** 29,3 *** HP: hoja de Phoenix dactilifera , *** Significativo a P< 0,001, ** ; P< 0,01, NS; no significativo, Los valores seguidos




96

4.4.2. Evaluación de la variación del C orgánico en el suelo

Las condiciones edafoclimáticas del sureste español (baja pluviosidad, alta

temperatura y aireación) favorecen la degradación de la materia orgánica del suelo,

aspecto que, llevado al extremo, resulta altamente perjudicial para la sostenibilidad del

medio agrícola. Enmiendas orgánicas estabilizadas como el compost y el vermicompost,

incrementan notablemente el porcentaje en materia orgánica del suelo ayudando a la

vez a mantener la estructura y fertilidad biológica del mismo (Ferreras y col., 2006; Hati

y col., 2006). Los resultados obtenidos (Tabla 4.5.), muestran diferencias estadísticas

significativas respecto al suelo sin tratamiento (control) y el enmendado con compost y

vermicompost a tiempo 0 del experimento; siendo estos los únicos que han aumentado

el porcentaje en Cot del suelo. En concreto, el valor de Cot del tratamiento con

vermicompost (0,95%) ha resultado ser muy superior al tratamiento fertirrigado

(0,60%). Sin embargo, no se dan diferencias entre el control y los tratamientos

inorgánicos y los orgánicos frescos (LO y EST).

Tabla 4.5. Evolución del carbono orgánico en el suelo durante el experimento.

Tratamiento C orgánico (%)

0 d 55d

Control (B) 0,61 a 0,65 a Fert. Inorgánico NPK 15-15-15 (NOLI) 0,61 a 0,69 a Fert. Inorgánico 21%N (LI-2) 0,61 a 0,67 a Fertirrigación (FERTI) 0,60 a 0,63 a Estiércol Vacuno (EST) 0,65 a 0,84 b Lodo EDAR (LO) 0,65 a 0,78 b Vermicompost (VT) 0,95 d 0,87 bc Compost Lodo EDAR+ HP 40/60 ms (HP) 0,84 c 0,95 c Compost Lodo EDARI +HP 40/60 ms (HP-2) 0,77 b 0,86 bc

F-anova 46,01 *** 23,18 *** HP: hoja de Phoenix dactilifera, *** Significativo a P< 0,001, **; P< 0,01, NS; no significativo, Los valores seguidos


Al final del experimento (t = 55 días), se aprecia un incremento del Cot en la mayoría de

los tratamientos orgánicos (Tabla 4.5.) debido a la estimulación de la microbiota del

suelo a consecuencia de la adición de la materia orgánica (Mondini y col., 2008). El

tratamiento con vermicompost, que disponía del valor más alto al inicio del

experimento, ha sido el único tratamiento orgánico aplicado que no ha incrementado

su valor de carbono orgánico al final del mismo, posiblemente a consecuencia de la



97

mineralización de la materia orgánica del substrato. Por consiguiente, los tratamientos

inorgánicos no han aumentado significativamente su porcentaje de Cot.

Hay que tener en cuenta que de forma generalizada, los valores al final del experimento

son ligeramente más altos debido a la intrusión de la raíces del cultivo en la toma de

muestras finales de suelo; hecho que contrasta con la mineralización de la materia

orgánica dada en el suelo debido a las condiciones de temperatura, humedad y aireación

del suelo.

Corg Suelo

B NOLI LI-2 FERTI LO EST VT HP HP-2

Co

rgá

nic

o (%

)

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

Corg- Dia 0

Corg - Dia 55

b

bc

c

cbc

d

b

a

b

aaa

aa

a

aa

a

Figura 4.8. Evolución del carbono orgánico del suelo perteneciente a los tratamientos

fertilizantes control (B), fertilizante inorgánico NPK 15-15-15 (NOLI), fertilizante inorgánico con inhibidor de la nitrificación 21%N (LI-2), estiércol vacuno (EST), lodo

EDAR (LO), vermicompost (VT), compost de Lodo EDAR+ HP 40/60 ms (HP) y compost de Lodo EDARI+ HP 40/60 ms (HP-2). Las barras de error indican la desviación estándar. Valores con distintas letras indican diferencias significativas entre tratamientos según

el Test de Tukey a P<0,05

4.4.3. Evaluación de la variación de nitrógeno total Kjeldahl y de nitratos del suelo

Los efectos de los tratamientos fertilizantes sobre el contenido en Nitrógeno Total

Kjeldahl (NTK) y nitratos del suelo al inicio y al final del cultivo del eneldo se muestran

en la Tabla 4.6.



98

Al comienzo del experimento, el contenido en NTK aumentó significativamente para

todos los tratamientos aplicados con respecto al suelo control, excepto para el

tratamiento fertirrigación. Debido a que la fertilización del cultivo fertirrigado se realiza

de forma paulatina durante el ciclo de cultivo, al inicio del experimento el contenido de

NPK fue similar al tratamiento control. Los tratamientos orgánicos bioestabilizados

fueron los que más variación mostraron respecto al tratamiento control; los

tratamientos inorgánicos y los tratamientos orgánicos frescos también aumentaron el

NTK del suelo, pero el aumento fue significativamente menor que en los tratamientos

compost HP y vermicompost. Estas diferencias encontradas al inicio del ensayo pueden

deberse al mayor aporte de N orgánico por parte de los compost.

Recordemos que uno de los limitantes concernientes al uso del compost como

fertilizante es la incertidumbre sobre la cantidad de nutrientes disponibles para la

planta, especialmente N y P, debido a la presencia de ambos tanto en forma inorgánica

como orgánica; las cuales además están presentes tanto en formas solubles como

insolubles y pueden no estar disponibles para la planta de manera inmediata (Bernal y

col., 2017).

Tabla 4.6. Evolución de N-NO3- del suelo durante el experimento.

Tratamiento NTK

(g N/kg)

Nitratos

(mg N-NO3-/kg)

Tiempo 0d 55d 0d 55d

Control (B) 0,72 a 0,67 a 18 a 11 a

Fert. Inorgánica NPK 15-15-15 (NOLI) 0,94 c 0,78 bc 20 a 50 d

Fert. Inorgánica 21%N (LI-2) 1,04 c 0,83 cd 65 e 60 e

Fertirrigadas (FERTI) 0,67 a 0,72 ab 17 a 78 f

Lodo EDAR (LO) 0,95 c 0,85 cd 28 b 31 c

Estiércol Vacuno (EST) 0,82 bc 0,83 cd 23 ab 13 a

Vermicompost (VT) 1,12 d 0,84cd 52 c 14 a

Compost Lodo EDAR+ HP 40/60 ms (HP) 1,14 d 0,92 d 60 de 23 b

Compost Lodo EDARI +HP 40/60 ms (HP-2) 1,01 c 0,82 bc 55 cd 18 ab

F-anova 45,71 *** 8,35 *** 165 *** 191 ***

HP: hoja de Phoenix dactilifera , *** Significativo a P< 0,001, ** ; P< 0,01, NS; no significativo, Los valores seguidos de la misma letra no son estadísticamente significativos (test Tukey-b a P<0,05)

Al final del experimento (t = 55 días), todos los tratamientos vieron reducido su

contenido en NTK del suelo, excepto el cultivo fertirrigado, aunque todos presentaban

valores significativamente superiores al control. El incremento de NTK por parte del

tratamiento FERTI fue muy bajo, ya que el aporte de nitrógeno se hace principalmente



99

en forma de N-NO3-, asimilable por la planta y no detectado en la medida de nitrógeno

Kjeldhal. Respecto a los tratamientos orgánicos bioestabilizados la reducción de NTK

observada muestra cómo estos fertilizantes orgánicos fueron capaces de ir liberando N-

inorgánico lentamente combinándose con la necesidad nutricional del cultivo (Sanz-

Cobena y col., 2017), a pesar de tratarse de un cultivo de invierno y de ciclo corto como

el eneldo.

En cuanto a la evolución de la concentración de nitratos (N-NO3-) en el suelo, al inicio

de experimento, la incorporación de los distintos tratamientos fertilizantes al suelo

produjo un incremento de los niveles de nitratos en el suelo a excepción del fertilizante

inorgánico NPK 15-15-15 (NOLI) y el fertirrigado (FERTI). El tratamiento LI-2 mostró el

mayor aumento, hecho que era de esperar dado que es el material que más nitrógeno

tiene en forma de NO3-. Los compost y vermicompost obtuvieron también un valor

estadísticamente superior al control.

Al final del experimento, el suelo del tratamiento control redujo su contenido en

nitratos, así como los tratamientos orgánicos estabilizados (HP, HP-2 y VT) y el

tratamiento con estiércol vacuno, que disminuyeron significativamente su valor. Sin

embargo, el suelo al que se le aplicaron los tratamientos con más contenido en N-NH4+

(NOLI y LO) obtuvo una concentración de N-NO3- superior al final del ensayo. Esto es

indicativo de que en el suelo se ha dado un intenso proceso de nitrificación, que ha

permitido la biotransformación de parte del nitrógeno aportado como N-NH4+ a N-NO3

-

; lo cual concuerda con lo reportado en otro trabajo (Wang y col., 2005) sobre

fertilización de cultivos de invierno en diferentes suelos bajo las mismas condiciones

edafoclimáticas, en el que encontraron una nitrificación más intensa en suelos con

condiciones alternantes de humedad entre saturación e insaturación que en suelos

permanentemente saturados o en suelos con largos periodos de sequía. Estas

condiciones variables entre saturación/insaturación se han podido observar en el suelo

objeto de estudio y son debidas al método de riego por goteo utilizado.

En cuanto al tratamiento LI-2 podemos observar cómo la variación entre el inicio y el

final del experimento es muy leve, a pesar de que este material también aportaba una

cantidad considerable de nitrógeno en forma de N-NH4+, esto es causa de la presencia



100

de 3,4-dimetilpirazol fosfato (DMM) en su composición, ya que esta sustancia actúa

como inhibidor de la nitrificación, ralentizando el funcionamiento de las enzimas

responsables del primer paso de la nitrificación, la oxidación del NH4+ a NO2

-, reduciendo

con ello el ratio de nitrificación. La efectividad de una sustancia inhibidora de la

nitrificación en suelos con riego se ve influenciada por parámetros como: el tipo de

textura del suelo (Barth y col.,2008), el pH del suelo (con mayor eficiencia en suelos

ácidos) (Robinson y col., 2014) o incluso el carbono orgánico presente en el suelo

(Mardsen y col., 2015), el cual si se encuentra en formas muy lábiles puede promover

procesos de desnitrificación, dado el carácter heterótrofo de las bacterias responsables

de este proceso (Webb y col.,2010).

Por último el tratamiento FERTI fue el que mostró un mayor aumento de la

concentración de NO3-, lo que evidencia una sobrefertilización nitrogenada de este

tratamiento. Este exceso de NO3- en el suelo tras la cosecha del cultivo puede dar lugar

a lixiviación e incluso contaminación de aguas subterráneas (Elmi y col., 2005), debido a

la alta solubilidad de este anión.

4.4.4. Evaluación de la variación del fósforo disponible del suelo

El fósforo es un nutriente esencial para el desarrollo de las plantas por ser integrante

de biomoléculas tan importantes como fosfolípidos, ácidos nucleicos, proteínas o

polisacáridos. Las formas asimilables de este elemento se restringen mayoritariamente

a los iones fosfato (H2PO4- y HPO4

-) que en el caso de los residuos orgánicos, provienen

de la degradación o mineralización del fósforo presente en compuestos orgánicos

(Quiquampoix y Mousain, 2005). En cuanto a la disponibilidad de fósforo en el suelo se

sabe que la mayor parte del nutriente se encuentra en tres formas generales: fósforo

orgánico, fósforo inorgánico ligado al calcio, que se origina en suelos calcáreos como los

de este experimento y fósforo fácilmente soluble (Paul y Clark, 1996).

En la Tabla 4.7., podemos observar cómo al inicio del ensayo todos los suelos

presentaron una concentración de fósforo disponible significativamente superior al

tratamiento control, excepto el tratamiento FERTI, como era esperable. El mayor



101

incremento de P asimilable fue del tratamiento VT, como consecuencia ser el fertilizante

con el contenido más alto en fósforo.

Al final del experimento, los tratamientos NOLI, LI-2, VT, y HP incrementaron en el suelo

los niveles de P disponible respecto del control, presentando el VT un valor

significativamente mayor al resto.

En general, la aplicación de enmiendas orgánicas genera un incremento del contenido

de fósforo extraíble del suelo (Martínez y col., 2003; Larchevêque y col., 2008).

Tabla 4.7. Evolución de fósforo del suelo durante el experimento.

Tratamiento P disponible (mg P/kg)

0d 55d

Control (B) 62 ab 77 b Fert. Inorgánico NPK 15-15-15 (NOLI) 105 f 102 d Fert. Inorgánico 21%N (LI-2) 93 fe 96 cd Fertirrigación (FERTI) 51 a 64 a Lodo EDAR (LO) 72 bc 85 bc Estiércol Vacuno (EST) 89 de 87 bc Vermicompost (VT) 180 g 137 e Compost Lodo EDAR+ HP 40/60 ms (HP) 76 cd 92 cd Compost Lodo EDARI +HP 40/60 ms (HP-2) 82 cde 85 bc

F-anova 133 *** 41,1 ***

5. CONCLUSIONES


de eneldo: implicaciones a nivel agronómico y medioambiental 5. Conclusiones

103

5. CONCLUSIONES

La aplicación de enmiendas orgánicas bioestabilizadas al suelo provenientes de

materiales de desecho es una estrategia de manejo fundamental para preservar la

sostenibilidad de los sistemas de cultivos hortícolas intensivos en la zona mediterránea.

En este estudio, se ha ensayado la adición de distintos materiales fertilizantes orgánicos

e inorgánicos al suelo en un cultivo de eneldo en sistema intensivista, con el fin de

evaluar de forma comparativa las distintas condiciones generadas por cada uno de los

tratamientos en el cultivo y en el suelo. Los resultados obtenidos nos han permitido

debatir sobre la influencia de los tratamientos en la producción de biomasa, el estado

nutricional del cultivo y la evolución de parámetros del suelo, así como en las emisiones

de gases de efecto invernadero.

Respecto a la producción y el estado nutricional del cultivo de eneldo, se concluye que:

- La producción sobre materia fresca y seca obtenida mediante la fertilización

orgánica (VT, LO, HP y HP-2) fue equiparable a la realizada de forma intensiva

con fertirrigación, evidenciando que estos materiales pueden ser una alternativa

real al uso de la fertirrigación.

- Los tratamientos inorgánicos favorecen mayor acumulación de NO3- que los

orgánicos estabilizados, probablemente debido a la pérdida de nitratos por parte

de los primeros por lixiviación, a consecuencia de su alta solubilidad, o por

desnitrificación.

En cuanto a la emisión de gases de efecto invernadero, se concluye que:

- Los tratamientos con estiércol, vermicompost y lodo de EDAR fueron los que

alcanzaron una emisión de CO2 acumulada más elevada, siendo este último el

que alcanzó un mayor valor, probablemente debido a su alto contenido en

compuestos orgánicos lábiles. A partir del día 30 de ensayo, todos los

tratamientos aumentaron uniformemente la emisión de CO2 hasta el final del

mismo, lo que pudo ser, en parte, resultado de la respiración e intercambio

gaseoso del sistema radicular de las plantas de eneldo.



104

- Las emisiones diarias y acumuladas de óxido nitroso (N2O) fueron reducidas para

la mayoría de tratamientos y estuvieron principalmente asociadas a procesos de

nitrificación, ya que los fertilizantes con mayor ratio N-NH4+/N-NO3

- (LO, NOLI y

LI-2) mostraron un mayor flujo de emisión, especialmente en los primeros 30

días de experimento.

- En cuanto al flujo de emisión de metano (CH4) se produjo un efecto sumidero

(balance negativo de emisión acumulada) en todos los tratamientos, a excepción

del lodo y el vermicompost que, aunque obtuvieron una emisión acumulada

reducida, el balance global fue positivo. El mencionado efecto sumidero, se

debió a la creación de las condiciones necesarias para que se produzcan procesos

de metanotrofía.

Respecto al efecto de los tratamientos fertilizantes en las propiedades del suelo que

condicionan su fertilidad y sostenibilidad, se concluye que:

- El pH del suelo disminuyó con la incorporación de los tratamientos respecto al

control. Pasados los 55 días del experimento, el pH se redujo respecto de su valor

inicial, especialmente en los tratamientos NOLI, LI-2 y EST, probablemente

debido a la acción más intensa de las bacterias nitrificantes.

- La conductividad eléctrica (CE) del suelo al inicio del experimento aumentó

respecto al suelo control, excepto para los tratamientos FERTI, LO y EST. Al final

del experimento, la CE del suelo se incrementó para los tratamientos NOLI, VT y

HP, en comparación con el control.

- La adición de los tratamientos orgánicos estabilizados produjo un incremento de

la cantidad de carbono orgánico total (COT) del suelo. Al final del experimento,

todos los tratamientos orgánicos, especialmente los bioestabilizados,

aumentaron el COT debido a la estimulación de la microbiota del suelo a

consecuencia de la adición de la materia orgánica.

- El NTK se incrementó al inicio del experimento mediante la adición de los

fertilizantes, mientras que en la conclusión del mismo, se redujo en todas las



105

parcelas excepto en el tratamiento con fertirrigación. La reducción de NTK

observada muestra cómo los fertilizantes orgánicos bioestabilizados fueron

capaces de ir liberando N-inorgánico lentamente, combinándose con la

necesidad nutricional del cultivo.

- A consecuencia de la incorporación de las enmiendas, todas las subparcelas

aumentaron su contenido en nitratos (N-NO3-) al comienzo del ensayo. Al final

del mismo, los tratamientos con compost y vermicompost redujeron

notablemente su concentración debido a su consumo por parte de las plantas.

En cambio, en los tratamientos LO y NOLI, se incrementó respecto al inicio, lo

que es indicativo de que en el suelo se dio un intenso proceso de nitrificación

que permitió la biotransformación de parte del nitrógeno aportado como N-NH4+

a N-NO3-.

Como conclusión final, según los datos obtenidos, cabe destacar que la aplicación de los

compost o vermicompost, además de conseguir una producción equiparable a la

obtenida por los fertilizantes inorgánicos, tienen un efecto positivo sobre el

mantenimiento y la restauración del carbono edáfico del suelo con consecuencias

esperables a nivel de la estructura, la fertilidad y la sostenibilidad del suelo frente a la

erosión y la degradación. Asimismo, la aplicación directa de lodos de EDAR y estiércol,

se han mostrado para este estudio en concreto como una opción menos recomendable

que la utilización de fertilizantes orgánicos bioestabilizados tanto agronómica, como

ambientalmente.

6. BIBLIOGRAFÍA


de eneldo: implicaciones a nivel agronómico y medioambiental 6. Bibliografía

107

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